Évaluation préalable pour le défi concernant l'octaméthylcyclotétrasiloxane (D4)

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Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
556-67-2

Environnement Canada
Santé Canada

Novembre 2008

(Version PDF - 560 Ko)

Synopsis

Conformément à 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 de l'octaméthylcyclotétrasiloxane (D4), dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 556-67-2. 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 individus au Canada et a été prise en compte par un autre organisme sur la base de sa toxicité pour la reproduction. Il a été déterminé qu'elle répondait initialement aux critères de catégorisation écologique relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque (PBiT) pour les organismes non humains et qu'elle est commercialisée au Canada.

L'octaméthylcyclotétrasiloxane, ou D4, est un produit chimique industriel qui n'était fabriqué par aucune société au Canada en 2006 en quantité supérieure au seuil de déclaration de 100 kg, mais qui y est importé (quantité totale comprise entre 1 000 000 et 10 000 000 kg) surtout à l'état pur, dans des mélanges avec d'autres siloxanes cycliques et comme substance résiduelle dans les polymères de silicone et dans des produits de consommation finis.

Les principaux rejets de D4 dans l'environnement sont liés aux procédés industriels qui l'utilisent comme réactif avec d'autres substances pour former des copolymères de silicone au cours d'opérations de mélange, de formulation et de conditionnement. Il peut également être rejeté à la suite de l'utilisation et de l'élimination de produits d'hygiène. L'air, les eaux usées et les terres agricoles constituent les milieux naturels cibles du D4 à cause de ses propriétés chimico-physiques et de ses profils d'utilisation.

Le D4 est persistant dans l'air avec des demi-vies atmosphériques calculées de plus de 5 jours. Le D4 pourrait être transporté sur de grandes distances dans l'atmosphère. Toutefois, il risque peu de se déposer dans l'eau ou dans le sol en régions éloignées. Les demi-vies d'hydrolyse du D4 dans les eaux canadiennes (pH 6-9, température 5-25 C) sont estimées entre quelques heures et 45 jours, ce qui indique que la substance n'est pas persistante dans l'eau. La biodégradation du produit final de l'hydrolyse, le diméthylsilanediol, devrait cependant être relativement lente. La dégradation du D4 dans les sédiments semble beaucoup plus lente, avec des demi-vies estimées de 49 à 588 jours dans des conditions sédimentaires canadiennes réelles (température comprise entre 5 et 25 °C), ce qui indique une persistance probable en milieu sédimentaire. Le D4 ne semble pas être persistant dans le sol selon la dégradation catalysée par l'argile, le diméthylsilanediol correspondant au produit stable de l'hydrolyse. Le D4 satisfait donc aux critères de persistance tels que définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Le facteur de bioconcentration empirique et le facteur de bioaccumulation modélisé se situent tous les deux au dessus de 5 000, indiquant ainsi que le D4 peut présenter un fort potentiel d'accumulation dans les organismes aquatiques. Toutefois, des données d'analyses d'une étude de la bioamplification chez les poissons et l'analyse de l'accumulation dans le biote et les sédiments chez les invertébrés suggèrent que la bioaccumulation du D4 est faible et ce, probablement en raison d'une biodisponibilité réduite. Ainsi, puisque le D4 a un potentiel de bioaccumulation dans le biote, nous ne pouvons pas en déduire qu'il satisfait aux critères de bioaccumulation tels que définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation compte tenu des preuves contradictoires issues des diverses analyses en laboratoire et des modèles prédictifs.

Des effets nocifs dus à l'exposition au D4 chez les organismes se trouvant dans les sédiments ont été observés à des concentrations supérieures à 44 mg/kg. Les données expérimentales en matière de toxicité montrent que la substance peut être toxique à long terme pour les organismes aquatiques pélagiques sensibles à des concentrations relativement faibles (sous la limite de solubilité dans l'eau de 0.056 mg/L). Les quotients de risque déterminés d'après différents scénarios d'exposition impliquant des rejets de D4 issus des utilisations des consommateurs et industrielles, montrent qu'un total de 249 sites (environ 23,4 %) étudiés au Canada présentent dans l'eau des concentrations environnementales prévues supérieures aux concentrations sans effet prévues sur les organismes aquatiques. Étant donné le potentiel de bioaccumulation du D4 dans le biote et sa haute toxicité pour les organismes aquatiques sensibles, une exposition environnementale à long terme au D4 peut engendrer des effets nocifs sur les organismes aquatiques dans certains environnements canadiens. Ces indications permettent de conclure que le D4 présente un potentiel d'effets nocifs sur l'environnement.

L'altération de la fertilité a été identifiée comme un effet important de l'exposition au D4, principalement sur la base des évaluations fondées sur des preuves de la Commission européenne et de la l'Agence protection de l'environnement du Danemark. Cependant, cette dernière a également établi que le foie était un organe cible pour les expositions au D4. La concentration à effet critique concernant la toxicité des doses répétées par inhalation n'était pas uniquement basée sur une augmentation du poids du foie, mais également sur les effets observés sur d'autres organes (surrénales, thymus, poumons) dans le cadre d'une étude de 3 mois sur l'inhalation chez les rats. D'après une comparaison entre la concentration à effet critique pour les effets des doses répétées par inhalation et la limite supérieure prudente estimée de l'exposition par inhalation pour le D4, on obtient une marge d'exposition suffisante. La concentration à effet critique pour la toxicité des doses répétées par voie orale était basée sur une diminution de l'stradiol sérique au cours d'une étude de 7 jours chez les souris et une diminution du poids corporel et du poids relatif du foie chez les ftus au cours d'une étude de 8 jours chez les rats (D4 administré à des femelles gravides). La comparaison entre la concentration à effet critique pour les doses répétées par voie orale et la limite supérieure estimée pour l'absorption quotidienne de D4 par la population canadienne donne une marge d'exposition suffisante.

Selon une étude indépendante sur l'évaluation précise de l'exposition concernant les produits d'hygiène, une marge d'exposition appropriée a pu être déterminée en comparant la concentration à effet critique des effets des doses répétées par voie orale et une estimation prudente de l'absorption quotidienne de D4 par l'utilisation de produits d'hygiène

D'après les informations disponibles sur sa capacité à causer des dommages à l'environnement, on peut conclure que le D4 pénètre dans l'environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions qui ont ou qui pourraient avoir des effets nocifs, immédiats ou à long terme, sur l'environnement ou sur sa diversité biologique.

Selon les informations disponibles sur son potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine, on peut conclure que le D4 ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour la vie ou la santé humaine au Canada.

Cette substance s'inscrira dans la prochaine mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, s'il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable et, le cas échéant, l'efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l'étape de la gestion des risques.

D'après les données disponibles, le D4 répond à au moins un des critères énoncés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999).

Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999) impose aux ministres de l'Environnement et de la Santé d'effectuer une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi, afin de déterminer si ces substances présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine. Selon les résultats de cette évaluation préalable, les ministres peuvent proposer de ne rien faire à l'égard de la substance, de l'inscrire dans la Liste des substances d'intérêt prioritaire en vue d'une évaluation plus détaillée ou de recommander son inscription dans la Liste des substances toxiques de l'annexe 1 de la Loi et, s'il y a lieu, sa quasi-élimination.

En se basant 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 :

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d'intention dans la Partie I de la Gazette du Canada(Canada, 2006), dans lequel ils demandaient à l'industrie et aux autres parties intéressées de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

L'évaluation des risques pour la santé humaine de l'octaméthylcyclotétrasiloxane (aussi connu sous le nom de D4) a été identifiée comme une priorité, car cette substance présente un risque d'exposition intermédiaire (REI) et a été prise en compte par d'autres organismes sur la base de sa toxicité pour la reproduction. L'évaluation des risques écologiques est également hautement prioritaire car bien que proposée dans le commerce au Canada, le D4 est une substance persistante, biocumulative et intrinsèquement toxique pour les organismes aquatiques. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 12 mai 2007 (Canada, 2007). En même temps, le profil de cette substance, qui présentait les données techniques (obtenues avant décembre 2005) sur lesquelles sa catégorisation était basée, a été publié. Grâce à ce Défi, plus de 100 présentations de données relatives à cette substance ont été reçues concernant ses propriétés physico-chimiques, son potentiel de bioaccumulation, sa persistance, son écotoxicologie et les quantités disponibles dans le commerce entre autres.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de toxicité des substances chimiques énoncés à l'article 64 de laLoi :

64. [...] est toxique toute substance qui pénètre ou peut pénétrer dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à:

a) avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique;
b) mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie;
c) constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Les évaluations préalables visent à examiner des renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. Les données liées à l'évaluation préalable de cette substance proviennent de documents originaux, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et de recherches documentaires récentes (jusqu'en août 2008) ayant servi de base aux sections du présent document qui portent sur la santé humaine et l'environnement. Les études importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; les résultats de la modélisation ont pu être utilisés dans la formulation des conclusions. Les renseignements présentés dans des évaluations des dangers réalisées par d'autres instances ont été pris en considération lorsqu'ils étaient disponibles et pertinents. L'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Elle fait plutôt état des études et des éléments d'information les plus importants en rapport avec la conclusion.

L'évaluation des risques pour la santé humaine tient compte des données qui ont trait à l'estimation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et des informations relatives aux dangers pour la santé (fondées essentiellement sur des évaluations basées sur des preuves et 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 reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur l'écart (ou marge) entre les valeurs prudentes donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition. Elles tiennent compte de la confiance accordée à l'exhaustivité des bases de données identifiées qui portent sur l'exposition et les effets 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'une synthèse des informations les plus importantes permettant d'appuyer la conclusion.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel des programmes des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes de ces ministères. Cette évaluation préalable a fait l'objet d'une consultation et d'examens externes par des pairs. Des commentaires sur les parties techniques relatives à la santé humaine ont été fournis par le Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA). Bien que les commentaires externes aient été pris en compte, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable. Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumés ci-après.

Identité de la substance

Aux fins du présent document, l'octaméthylcyclotétrasiloxane est désigné par D4, un nom abrégé dérivé de la nomenclature des siloxanes élaborée par General Electric (Hurd, 1946).

Le D4 appartient au groupe des composés cycliques volatils de type méthylsiloxane (cVMS) de poids moléculaire relativement faible (< 600) et à pression de vapeur élevée. Ces cVMS sont des liquides à base de silicones volatiles à faible viscosité, constitués d'unités structurelles [-Si(CH3)2O-]x à configuration cyclique. Le D4 comporte quatre de ces unités structurelles [-Si(CH3)2O-] (x = 4), comme le montre la structure chimique illustrée ci-dessous (tableau 1).

Tableau 1. Identité de la substance
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS) 556-67-2
Nom dans la Liste intérieure des substances (LIS) Octaméthylcyclotétrasiloxane
Noms dans les National Chemical Inventories (NCI)[1] Cyclotétrasiloxane, 2,2,4,4,6,6,8,8-octaméthyl- (TSCA); Cyclotétrasiloxane, octamethyl- (ENCS, AICS, PICCS, ASIA-PAC, NZIoC); Octamethylcyclotetrasiloxane (ECL, PICCS);
Octaméthylcyclotétrasiloxane (EINECS)
Cyclotetrasiloxane,octamethyl (PICCS)
Autres noms Diméthylsiloxane tétramer cyclique; D4; Tétracyclométhicone; Siloxane, octaméthylcyclotétra-; Siloxanes et Silicones, octaméthylcyclotétra-; Siloxanes, octaméthylcyclotétra-; 1,1,3,3,5,5,7,7-Octaméthylcyclotétrasiloxane; 2,4,6,8-Octaméthylcyclotétrasiloxane; OMCTS; Cyclo(octaméthyl)tétrasiloxane
Principale classe chimique ou utilisation Composés organosiliciés
Principale sous-classe chimique Méthylsiloxanes cycliques volatils (cVMS)
Formule chimique C8H24O4Si4
Structure chimique  Structure chimique 540-97-6
Simplified Molecular Input Line Entry System (SMILES) C[Si]1(C)O[Si](C)(C)O[Si](C)(C)O[Si](C)(C)O1
Masse moléculaire 296,62 g/mol

[1] National Chemical Inventories : (NCI) 2007: AICS (inventaire des substances chimiques de l'Australie); ASIA-PAC (liste des substances de l'Asie-Pacifique; ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); NZIoC (Inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines) et TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act des États-Unis).

Le D4 est également référencé sous un autre numéro de registre du Chemical Abstracts Service. Ce numéro, n° CAS 69430-24-6, désigne un mélange de cyclosiloxanes substitués par des groupes diméthyl, de structure générale [-Si(CH3)2O-]×, à configuration cyclique, où × est habituellement inférieur à 8 et plus souvent compris entre 3 et 7 (SEHSC, 2007b). Ce n° CAS est associé aux noms suivants : cyclopolydiméthylsiloxane, cyclopolydiméthylsiloxane (DX), diméthylcyclosiloxanes, diméthylcyclopolysiloxane, composés polydiméthylsiloxy cycliques, polydiméthylcyclosiloxane, cyclométhicone et mélanges de cyclosiloxanes. Dans ce rapport, on privilégiera le terme cyclométhicone, couramment utilisé dans les mélanges dans l'industrie des cosmétiques.

Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les propriétés physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) du D4 relatives à son devenir dans l'environnement.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du D4
Propriété Type Valeur[1] Température (°C) Références
Point de fusion
(°C)
Expérimental 17,5[*]   PhysProp, 2006
Modélisé 1,78   MPBPWIN, 2000
Point d'ébullition
(°C)
Expérimental 175,8[*]   PhysProp, 2006
Modélisé 159,41   MPBPWIN, 2000
Masse volumique
(kg/m3)
Expérimental 950 25 Hobson et Silberhorn, 1995
Pression de vapeur
(Pa)
Expérimental 140[*]
(1,05 mm Hg)
25 Flaningam, 1986
132
(0,99 mm Hg)
25 SEHSC, 2007c
Modélisé 157.3
(1,18 mm Hg)
25 MPBPWIN, 2000
Constante de la loi de Henry
(Pa·m3/mol)
Expérimental 1 220 000[*]
(12,0 atm·m3/mol)
  Calculée à partir de la valeur de Kae de Xu et Kropscott, 2007
11 898
(0,117 atm·m3/mol)
25 Hamelink et al., 1996
60 060
(0,593 atm·m3/mol)
28 Kochetkov et al., 2001
57 558
(0,568 atm·m3/mol)
28 Kochetkov et al., 2001
Modélisé 9 119,3
(0,09 atm·m3/mol)
25 HENRYWIN, 2000
Log Kae(coefficient de partage air/eau
[sans dimension]
Expérimental 2,69[*] 21,7 Xu et Kropscott, 2007
Log Koe (coefficient de partage octanol/eau)
[sans dimension]
Expérimental 6,49[*] 25,1 Kozerski et Shawl, 2007
5,1   TSCATS, 2006
4,45   Bruggeman et al., 1984
Modélisé 5,09   KOWWIN, 2000
Log Kco
(coefficient de partage carbone organique/eau -L/kg)
[sans dimension]
Expérimental 4,22[*] 24 Miller, 2007
Modélisé 4,25   PCKOCWIN, 2000
Solubilité dans l'eau
(mg/L)
Expérimental 0,0562[*] 23 Varaprath et al., 1996
0,074 (eau douce)   Hobson et Silberhorn, 1995
0,033 (eau salée)   Hobson et Silberhorn, 1995
Modélisé 0,05 25 WSKOWWIN, 2000
Log Koa
(coefficient de partage octanol/air)
[sans dimension]
Expérimental 4,34[*] 25 Xu, 2006
Modélisé 4,42   Calculé à partir de la valeur modélisée de Log Koe-Log Kae

[1] Les valeurs et unités entre parenthèses représentent celles qui ont été initialement déclarées par les auteurs ou estimées au moyen des modèles.
[*] Valeurs utilisées pour la modélisation aux fins de cette évaluation préalable.

On a déterminé récemment une valeur expérimentale de log Koe pour le D4 (pureté de 99,77 %) à 25,1 °C, à l'aide de la méthode de l'agitation lente conformément à la Ligne directrice 123 de l'OCDE (Kozerski et Shawl, 2007). Cette mesure de Koe a été répétée trois fois avec un blanc comme témoin. On a utilisé des récipients de borosilicate de 2 L qu'on a laissé atteindre la température d'équilibre avant d'y verser 1,6 L d'eau pure, dans laquelle on a versé avec soin 0,11 L de 1-octanol pour réduire au minimum la formation de gouttelettes. On a commencé l'essai en versant dans le récipient d'essai environ 0,9 mL de solution d'enrichissement (56,53 mg D4/g) dans du 1-octanol. La température a été maintenue entre 24,8 et 26 °C (25,1 °C en moyenne) pendant l'étude, excepté lorsqu'elle atteignait temporairement 26,3 °C huit heures après le début du test. L'équilibre a été considéré comme atteint 24 heures après le début de l'essai. La moyenne pondérée calculée de Koe était de 6,49. Il y avait un espace vide d'environ 0,3 L (15 % du volume total) dans les récipients d'essai, ce qui indique qu'il peut y avoir eu une certaine volatilisation du D4 dans l'espace vide à partir de la phase aqueuse (forte pression de vapeur, faible solubilité dans l'eau). Toutefois, une vérification du bilan massique du récipient semble indiquer que la quantité totale de D4 évaporée était inférieure à 2 %. Cette étude peut, par conséquent, être considérée acceptable et la valeur de log Koe de 6,49 sera utilisée dans le présent rapport d'évaluation préalable.

D'autres valeurs de log Koe de 4,45 et 5,1 ont été signalées par TSCATS (TSCATS, 2006) et Bruggeman et al., (1984). La valeur de log Koe de 5,1 est issue d'une étude expérimentale directe du coefficient de partage octanol/eau du D4 à l'aide de la méthode de la fiole agitée. Cette étude n'a pas été publiée et ne comportait pas de plan détaillé des essais. Il semble que des précautions aient été prises au cours de cette étude pour garantir que la concentration de D4 en phase aqueuse soit inférieure à sa solubilité dans l'eau. Le montage expérimental a été vigoureusement agité et suivi d'une étape d'équilibrage pour permettre la séparation des deux phases. On a émis l'hypothèse (Kozerski et Shawl, 2007) que des microgouttelettes d'octanol pouvaient être présentes dans la phase aqueuse à cause de la méthode de mélange utilisée, ce qui pourrait conduire à une sous-estimation de la valeur Koe. Bruggeman et al. (2004) ont obtenu une valeur de log Koe de 4,45 à l'aide de la méthode du temps de rétention en chromatographie liquide haute performance (CLHP). Cette mesure a été effectuée sur une colonne de silice liée par de l'octadécylsilyle, avec une phase mobile méthanol-eau (90:10). Une série homologue de n-alkylbenzène avec des valeurs connues de log Koe a été utilisée comme composés de référence pour étalonner la méthode. À ce jour, le protocole expérimental détaillé pour cette étude n'est pas disponible.

De récentes analyses portant sur le coefficient de partage air-eau pour D4 et D5 ont été menées par Xu et Kropscott (2007). Durant l'expérience, l'équilibre de partage entre l'air, l'eau et la phase organique (octanol) a été atteint et les valeurs de log Koa et de log Koe calculées pour le D4 correspondaient respectivement à 4,37 et 6,98. Ces deux valeurs sont relativement cohérentes avec les valeurs expérimentales mesurées par Xu (2006, tableau 2) et Kozerski et Shawl (2007), tableau 2). Cette étude peut donc être considérée comme acceptable et la valeur de log Kae de 2,69 pour le D4 issue de l'analyse pourra être utilisée dans le présent rapport d'évaluation préalable. Un système de double seringue personnalisé a été conçu pour mesurer l'équilibre de partage entre les trois phases. Il est constitué de deux seringues étanches : la seringue de gauche contient environ 5 mL d'eau saturée en octanol, du D4 marqué au 14C dans de l'octanol sur la phase aqueuse et une phase gazeuse d'environ 70 à 80 cm3; la seringue de droite contient entre 60 et 80 mL d'eau saturée en octanol et entre 20 et 40 cm3d'air. Pendant l'essai, les phases gazeuses des deux seringues étaient reliées entre elles. Grâce à un système d'agitation lente de l'eau, l'équilibre entre la phase aqueuse et la phase gazeuse a été atteint après 20 heures. La valeur moyenne de log Kae de 2,69 pour D4 à 21,7 °C a été déterminée en fonction de la radioactivité totale du D4 dans l'air et dans l'eau. Cette valeur est cohérente avec la formule relative à l'équilibre selon laquelle log Koe = log Koa + log Kae. Pour la valeur expérimentale de Kae, on obtient la constante de la loi de Henry de 1 220 000 Pa·m3/mol à environ 21,7 °C.

Pour le D4, d'autres propriétés physiques et chimiques modélisées correspondent bien aux données expérimentales mesurées. Sauf pour les données examinées ci-dessus, on utilise les données expérimentales les plus prudentes, s'il y a lieu, pour les prévisions indiquées de divers modèles dans le présent rapport d'évaluation préalable.

Sources

Il n'existe pas de sources naturelles connues de D4.

Le D4 est un produit chimique industriel qui n'était fabriqué par aucune société au Canada en 2006 en quantité supérieure au seuil de déclaration de 100 kg, mais qui y est importé surtout à l'état pur (pureté supérieure à 99 %), dans des mélanges avec d'autres siloxanes cycliques et comme substance résiduelle dans les polymères de silicone et dans des produits de consommation finis. Les réponses reçues à un avis publié en application de l'article 71 de la LCPE (1999) ont permis de déterminer qu'entre 1 000 000  et 10 000 000 kg de D4 avaient été importés au Canada en 2006 (Environnement Canada, 2007), sous forme de matière première et dans des produits finis.

Le D4 est un constituant du cyclométhicone (n° CAS 69430-24-6), terme utilisé par l'industrie cosmétique. Bien que le cyclométhicone n'ait pas été contrôlé directement conformément à l'article 71 de la LCPE (1999) par Environnement Canada et Santé Canada en 2007, on constate dans certains cas que les réponses à l'avis publié en application de cet article pour l'année 2006 contenaient des données sur les quantités de D4 utilisées ou importées sous le n° CAS 69430-24-6 (Environnement Canada, 2007).

La quantité du n° CAS 69430-24-6 proposée dans le commerce au Canada, déclarée pour l'année civile 1986, était de 2 220 000 kg (Environnement Canada, 1988). En 2005, le Canada était un importateur net de 11 500 000 kg de tous les types de polymères de silicone et de siloxanes (Will et al., 2007).

Des polymères de silicone de type polydiméthylsiloxane (PDMS) sont produits à partir du D4 et tous les PDMS contiennent des quantités résiduelles de cyclosiloxanes volatils, notamment du D4. Les polymères à faible poids moléculaire (et par conséquent à faible viscosité) peuvent contenir de < 0,1 à 0,5 % de cyclosiloxanes volatils tandis que les polymères à poids moléculaire plus élevé (et par conséquent à plus forte viscosité) peuvent en contenir de 1 à 3 %. La proportion des cyclosiloxanes volatils représentée par le D4 varie fortement selon les produits. L'utilisation de certains produits à base de PDMS devrait entraîner des rejets de D4 (SEHSC, 2007a).

Dans d'autres pays, le D4 a été reconnu comme une substance chimique produite en grandes quantités (PGQ) par l'Organisation de coopération et développement économiques (OCDE), le Bureau européen des substances chimiques (BESC, 2007) et l'Agence de protection de l'environnement des États-Unis (US EPA, 2007).

Aux États-Unis, l'utilisation de méthylsiloxanes volatils, notamment de D6, a tendance à augmenter car ces substances ne sont pas soumises à la législation sur les composés organiques volatils (COV) de 1994 (US EPA, 1994a). Les méthylsiloxanes volatils ont été utilisés comme alternative aux chlorofluorocarbures (CFC) pour réduire la teneur en COV réglementée de certains produits (en particulier pour les applications de nettoyage de précision et électronique). Selon des informations de l'Agence de protection de l'environnement des États-Unis, l'importation/la production de D4 atteignait 22 500 à 45 000 tonnes pour chaque année entre en 1986 et 2002.

En Europe, le D4 a été classé dans les catégories R53 (peut entraîner des effets néfastes à long terme pour l'environnement aquatique) et R62 (risque possible d'altération de la fertilité) (BESC, 2007). Le bureau européen des substances chimiques a identifié quatre sociétés produisant/important du D4 : Bayer AG et Wacker-Chemie GmBH en Allemagne, Rhone-Poulenc Chimie en France et Dow Corning Europe en Belgique (BESC, 2007). La quantité de D4 utilisée comme intermédiaire limité au site et dans les produits d'entretien domestique au sein de l'Union européenne entre 2003 et 2004 est une information confidentielle.

Utilisations

Dans le monde et au Canada, on utilise le D4 très pur surtout comme matière première pour la fabrication de polymères et de copolymères de silicone. Tous les polymères de silicone contiennent des quantités résiduelles à l'état de traces de cyclosiloxanes volatils, notamment de D4. Le D4 est également utilisé dans les produits d'hygiène. Comme indiqué ci-dessus, le D4 est également un composé de type polydiméthylcyclosiloxane (n° CAS 69430-24-6), appelé cyclométhicone dans l'industrie cosmétique. Le cyclométhicone est un mélange de siloxanes cycliques volatils à faible poids moléculaire, dont les principaux ingrédients sont l'octaméthylcyclotétrasiloxane (D4), le décaméthylcyclopentasiloxane (D5) et le dodécaméthylcyclohexasiloxane (D6), que l'on retrouve en différentes proportions. Au Canada, les principales utilisations des mélanges à faible poids moléculaire de siloxanes cycliques volatils, qui peuvent contenir un pourcentage élevé de D4 ou de D5, concernent la préparation de produits d'hygiène, notamment de produits de soins capillaires et de produits de soins de la peau et d'antitranspirants (Environnement Canada, 2007).

Les polymères de silicone qui contiennent des quantités à l'état de traces de D4 peuvent être regroupés comme des liquides, des gommes et des résines. Les utilisations de ces polymères sont décrites ci-dessous.

Les principales utilisations de liquides à base de silicone concernent notamment les ingrédients qui entrent dans la formulation de produits de soins pour les cheveux et la peau, d'antitranspirants et de déodorants, de produits pharmaceutiques, d'adjuvants de traitement comme des antimousses, des tensioactifs et des agents de démoulage, de lubrifiants, de polis et de revêtements appliqués sur divers substrats comme les textiles, les tapis et les papiers, ainsi que de produits d'étanchéité, d'enduits pour bâtiments, de lubrifiants mécaniques, de liquides caloporteurs et diélectriques et de produits de reprographie (Will et al., 2007).

Alors qu'une utilisation importante de polymères de poids moléculaire plus élevé était attendue dans la plupart de ces applications, l'utilisation de D4 a été signalée pour les antimousses (Environnement Canada, 2007). Les antimousses sont souvent utilisés à des concentrations de l'ordre de quelques parties par million par toute une gamme d'industries de transformation, notamment les pâtes et papiers, l'alimentation, le pétrole et l'industrie pétrochimique, la fabrication de produits chimiques et le traitement de l'eau. Les silicones sont également utilisés comme antimousses dans des produits d'entretien domestique tels que les nettoyants et les détergents (Will et al., 2007).

Au Canada, l'utilisation de produits à base de silicone contenant du D4 dans certains pesticides est réglementée par la Loi sur les produits antiparasitaires (ARLA 2007).

Les utilisations biomédicales des liquides à base de silicone au Canada incluent les produits médicaux, les démoussants utilisés pour le sang dans les équipements de manutention du sang, les barrières protectrices, les lubrifiants et le traitement en surface des pansements. Les liquides à base de silicone ont été approuvés comme ingrédients actifs ou non dans des produits pharmaceutiques au Canada (BDPP, 2007), le plus souvent dans des médicaments antiflatulences.

Les gommes de silicone sont utilisées pour la production d'élastomères dans des produits d'étanchéité et des adhésifs, du caoutchouc de silicone moulé et des revêtements, ainsi que pour encapsuler des médicaments. Les élastomères à base de silicone servent à fabriquer des produits de consommation comme les sucettes. Des élastomères à base de silicone sont également utilisés dans un grand nombre d'applications biomédicales, notamment des implants et des prothèses destinés à des utilisations à court et à long terme, des cathéters, des lentilles cornéennes et des prothèses dentaires (Will et al., 2007).

Les résines de silicone sont principalement utilisées dans des revêtements spéciaux et pour la production de polymères modifiés par des silicones (Will et al., 2007). Les consommateurs peuvent être exposés au D4 s'ils utilisent ces produits et s'ils se trouvent dans des espaces fermés dans lesquels des revêtements, des produits de calfeutrage, des produits d'étanchéité et du caoutchouc de silicone sont utilisés comme matériaux de construction, ou si ces derniers sont présents dans des produits de consommation.

Rejets dans l'environnement

Le D4 n'est pas déclaré à l'Inventaire national des rejets de polluants d'Environnement Canada. Cette substance fait partie d'un groupe de produits chimiques qui peuvent être utilisés pour diverses applications industrielles et de consommation associées à des rejets très importants.

Le D4 peut être rejeté dans l'environnement par des procédés industriels qui l'utilisent comme réactif avec d'autres substances pour former des polymères et des copolymères de silicone au cours d'opérations de mélange, de formulation et de conditionnement. Toutes ces opérations ont lieu au Canada (Environnement Canada, 2007). Des rejets industriels de D4 peuvent également se produire lorsque les polymères de silicone sont utilisés par des industries de transformation comme démoussants, agents de démoulage ou lubrifiants, ou pour d'autres applications. On pense que les rejets des procédés industriels passent dans l'atmosphère et les eaux usées. Des rejets de D4 sont également dus à l'utilisation de produits d'hygiène tels que les produits de soins capillaires et les produits de soins de la peau, les antitranspirants, etc., et ces rejets s'effectuent dans l'air et les eaux usées. Selon les estimations, 92 % du D4 utilisé dans les produits d'hygiène passe dans l'atmosphère (Allen et al., 1997).

La détection du D4 dans les stations d'épuration des eaux d'égout, dans les décharges et à proximité des usines, ainsi que dans l'air intérieur et ambiant à distance des activités industrielles, montre assez bien que des sources ponctuelles et diffuses contribuent à créer des concentrations de D4 dans l'environnement (Norden 2005; Kaj et al., 2005; (communication personnelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures, 2007; ne figure pas dans les références)). L'application de pesticides contenant du D4 sur les cultures et l'épandage des boues d'épuration sur les terres agricoles et leur mise en décharge entraînent le rejet de D4 dans les milieux naturels. Selon certaines indications, le D4 est un produit de dégradation transitoire des PDMS en contact avec le sol, alors que les principaux produits de dégradation sont des silanols, avant leur minéralisation complète (Herner et al., 2002). Ainsi, outre les rejets de résidus de D4 provenant de la fabrication des PDMS, une synthèse de novo de cette substance peut se produire dans les décharges et sur les terres agricoles où des boues d'épuration contenant des PDMS sont épandues, bien que la contribution globale de la dégradation des PDMS ne soit pas considérée comme significative dans les conditions environnementales.

Outil de débit massique

Un outil basé sur le débit massique permet d'estimer les rejets possibles de D4 dans l'environnement à différentes étapes de son cycle de vie. Les données empiriques sur les rejets de substances spécifiques dans l'environnement sont rares. On estime donc, pour chaque type identifié d'utilisation connue, la proportion et la quantité des rejets dans les différents milieux naturels, ainsi que la proportion de la substance qui est transformée chimiquement ou envoyées dans des lieux d'élimination des déchets. Les hypothèses et les paramètres d'entrée utilisés pour effectuer ces estimations sont fondés sur des renseignements obtenus auprès de diverses sources, notamment des réponses à des enquêtes réglementaires, des données de Statistique Canada, les sites Web des fabricants et des bases de données techniques. À cette fin, les facteurs d'émission se révèlent particulièrement utiles; ils sont généralement exprimés en fraction d'une substance rejetée dans l'environnement, notamment pendant sa fabrication, sa transformation et son utilisation associées aux procédés industriels. Ces données découlent notamment des documents surdes scénarios d'émissions, souvent élaborés sous les auspices de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), et d'hypothèses par défaut utilisées par différents organismes internationaux de réglementation des produits chimiques. Le degré d'incertitude concernant associé à la masse de la substance en circulation et à la quantité rejetée dans l'environnement augmente généralement vers la fin du cycle de vie.

Tableau 3. Estimation des rejets et des pertes de D4 dans les milieux naturels, ainsi que de sa transformation et des quantités transférées aux lieux d'élimination, au moyen de l'outil de débit massique [1]
Devenir Proportion massique (%)[1] Principale étape du cycle de vie[2]
Rejets dans l'environnement
Dans le sol 0 -
Dans l'air 11,9 Utilisations industrielles et utilisations par les consommateurs
Dans les égouts[*] 4,9 Production, formulation, utilisations industrielles et utilisation par les consommateurs
Transformation chimique 82,5 Utilisations industrielles
Envoi dans des lieux d'élimination des déchets (p. ex. décharges, incinérateurs) 0,8 Élimination des déchets

[*] Eaux usées avant toute forme de traitement
[1] Pour estimer les rejets de D4 dans l'environnement et la répartition de cette substance, comme le montre ce tableau de synthèse, des renseignements sur les scénarios d'émission de l'OCDE ont été utilisés : OCDE 2004; id 2006. Les valeurs présentées pour les rejets dans les milieux naturels ne tiennent pas compte des mesures possibles de limitation des rejets qui peuvent être en place à  certains endroits (p. ex. leur élimination partielle par les stations d'épuration des eaux d'égout). Les hypothèses particulières utilisées pour ces estimations sont résumées dans Environnement Canada, 2008.
[2] Étapes applicables : production, formulation, utilisations industrielles, utilisation par les consommateurs, durée de vie utile de l'article/du produit, élimination des déchets.

Selon les informations disponibles, environ 82,5 % de la quantité de D4 importée au Canada est utilisée comme intermédiaire chimique dans l'industrie du silicone et sont, de ce fait, considérés comme transformées chimiquement pendant le processus de fabrication (tableau 3). Pour le reste du D4, les principaux milieux de rejet sont l'air (11,9 %) et les eaux usées (4,9 %). L'air reàçoit la plus forte proportion de rejets possibles. Cette situation est due à  l'utilisation de produits de consommation tels que les lotions pour la peau, les crèmes solaires ou les polis, mais aussi à  la volatilisation des résidus dans les polymères de silicone, surtout pendant la première année d'utilisation. Les rejets dans les eaux usées, qui sont estimés à  environ 4,9 %, proviennent de sources ponctuelles pendant la formulation sur site de produits d'hygiène et de sources diffuses associées à  l'utilisation des produits d'hygiène (p. ex. les produits de soins capillaires).

Devenir dans l'environnement

Selon ses propriétés physiques et chimiques (tableau 2) et les résultats de modélisation de la fugacité de niveau III (tableau 4, les paramètres d'entrée de modélisation sont répertoriés à  l'annexe 5 de cette évaluation préalable), le D4 peut se répartir en quantités significatives dans tout milieu naturel, selon le milieu de rejet.

Tableau 4. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III pour le D4 (EQC, 2003)
 Milieu de rejet de la substance Fraction de la substance répartie dans chaque milieu
Air Eau Sol Sédiments
Air (100 %) 100 0 0 0
Eau (100 %) 13,6 72,2 0 14,2
Sol (100 %) 88,5 0 11,5 0

D'après les informations disponibles (tableau 3), les rejets de D4 dans l'environnement s'effectuent principalement dans l'air (env. 12 % de la masse totale). Selon sa pression de vapeur de 132 à  157,3 Pa, sa constante de la loi de Henry de 1 220 000 Pa ·m3/mol et sa longue demi-vie dans l'air, s'il est rejeté dans l'air, le D5 y restera (100 %) jusqu'à  ce qu'il soit dégradé par les radicaux hydroxyles (tableau 4).

Lorsque le D4 est rejeté dans l'eau, on s'attend à  ce qu'il soit adsorbé sur les matières en suspension, comme les boues d'épuration et les sédiments, du fait de sa valeur de log Kco (4,22). Les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III pour les rejets dans l'eau montrent qu'environ 14,2 % de ce composé resteront dans la phase solide (sédiments en suspension et matériaux du lit) et 72,2 % dans la phase aqueuse (colonne d'eau). Bien que le log Kco du composé se trouve dans la plage de sorption modérée à  élevée, l'hydrolyse rapide du D4 dans l'eau et l'air ambiant réduit la fraction qui devrait être adsorbée sur les sédiments. Une certaine volatilisation à  partir des surfaces d'eau est également attendue d'après le coefficient de partage air-eau (Kae), et la fraction massique qui devrait passer dans l'air du fait de cette volatilisation à  25 °C est de 13,6 % (tableau 4).

Lorsque le D4 est rejeté dans le sol, par exemple par l'application de boues d'épuration sur des terres agricoles humides, environ 88,5 % de la fraction massique devrait passer dans l'air. Cette estimation concorde avec l'observation de Xu (1999) selon laquelle la volatilisation constitue le principal processus de perte de siloxanes cycliques à  partir des sols humides. Seul un faible pourcentage (11,5 %) reste dans le sol, associé à  des solides pour les mêmes raisons que celles décrites pour les sédiments. Sur un sol sec, le D4 sera rapidement dégradé par des minéraux argileux pour former du diméthylsilanediol, qui est le produit de dégradation final (Xu, 1999; Xu et Chandra, 1999).

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Dégradation atmosphérique

Les résultats du modèle de fugacité de niveau III (tableau 4) indiquent que si le D4 est rejeté dans l'air, il y restera et devrait y être oxydé lentement par une réaction en phase gazeuse avec des radicaux hydroxyles (OH) d'origine photochimique. La demi-vie calculée empiriquement pour le D4 qui réagit avec les radicaux hydroxyles en phase gazeuse est de 10,6 jours (Atkinson, 1989, 1991; voir tableau 5a), à  une vitesse de réaction expérimentale de 1,01 × 10-12 cm3/mol s (Atkinson, 1989), qui peut être convertie en une demi-vie estimée de 10,6 jours, en supposant une cinétique du premier ordre, une journée de 12 heures et une concentration de radicaux hydroxyles de 1,5 × 106 OH/cm3. Le D4 ne devrait pas réagir du tout, ou très peu, avec d'autres espèces photo-oxydantes dans l'atmosphère, par exemple O3, et ne devrait pas se dégrader par photolyse directe (Atkinson, 1991). Les réactions avec les radicaux hydroxyles devraient donc constituer le principal processus régissant le devenir de cette substance dans l'atmosphère.

Des mesures récentes des concentrations en radicaux hydroxyles en milieu urbain (Ren et al., 2003; Kramp et Volz-Thomas, 1997; Rivett et al., 2003) semblent indiquer qu'il y ait des concentrations en OH plus élevées dans l'atmosphère urbaine que celles observées dans les atmosphères rurale et marine en raison d'une plus forte présence des précurseurs de radicaux hydroxyles dans les zones urbaines polluées (SEHSC, 2008b). Ren et al., (2003) ont mesuré la concentration en radicaux hydroxyles dans l'atmosphère en été à  New York City (NY, États-Unis). Les mesures ont été effectuées sur une période de 34 jours. La concentration maximale moyenne relevée s'élève à  7 × 106 OH/cm3 et est comparable aux valeurs obtenues (1 à  10 × 106 OH/cm3) dans des milieux urbains similaires des États-Unis (Los Angeles en Californie et Nashville dans le Tennessee, SEHSC, 2008b) et dans les pays européens (Kramp et Volz-Thomas, 1997; Rivett et al., 2003). Cependant, la plupart des mesures ont été effectuées pendant l'été, lorsque la lumière solaire est forte et que la photochimie atmosphérique est active. La concentration en radicaux hydroxyles mesurée par Ren et al., (2006) en hiver à  New York est environ 5 fois inférieure à  celle mesurée en été au même endroit. La mesure a été effectuée sur une période de 28 jours et la concentration maximale était de 1,4 × 106 OH/cm3. Par conséquent, des demi-vies de 5,5 à  22,8 jours peuvent être calculées en se basant sur une cinétique du premier ordre, une journée de 12 heures et une concentration moyenne quotidienne de 3,5 × 106 OH/cm3 et 0,7 × 106 OH/cm3 (concentration moyenne quotidienne = concentration maximale/2), en été et en hiver respectivement. On peut donc en conclure que le D4 pourrait se dégrader plus rapidement dans les centres urbains en été lorsque les radicaux hydroxyles atmosphériques sont le plus présents. Cependant, si l'on prend en compte une demi-vie d'élimination moyenne annuelle, elle est cohérente avec la demi-vie de 10,6 jours estimée avec la concentration en radicaux hydroxyles de 1,5 × 106 OH/cm3. La demi-vie de dégradation de 10,6 jours est considérée comme critique et sera utilisée pour le D4 dans la modélisation du devenir dans l'environnement.

Navea et al.(Navea et al., 2007) ont étudié les effets de l'ozone, des aérosols et du rayonnement solaire sur le devenir du D4 et du D5 dans une chambre environnementale simulée. Ils sont arrivés à la conclusion que les aérosols minéraux, tels que le kaolin et l'hématite, peuvent accélérer de façon significative l'élimination du D4 et du D5 dans la phase gazeuse de l'atmosphère, en particulier pendant la journée. Ces résultats indiquent également que l'ozone peut encore accélérer ces processus d'élimination du D4 et du D5. Bien que les données obtenues suggèrent que les aérosols minéraux combinés à l'ozone peuvent avoir des effets significatifs sur le devenir dans l'environnement des méthylsiloxanes cycliques volatils (cVMS) présents dans l'air, il est difficile d'extrapoler de manière quantitative les résultats des simulations dans des conditions environnementales réalistes. Il convient d'abord de noter que l'étude a été effectuée avec des concentrations en cVMS, en aérosols minéraux et en ozone, d'un niveau élevé irréaliste. Par ailleurs, les échantillons de minéral et de noir de charbon utilisés dans l'étude étaient des échantillons d'analyse très purs (plus de 99 %) qui fournissaient la zone de surface maximale et par conséquent les sites d'adsorption maximale idéaux, c'est-à-dire les conditions optimales pour l'adsorption de D4/D5. On peut se demander si ces minéraux purs sont bien représentatifs des matières particulaires dans l'air. Enfin, on peut raisonnablement penser que des minéraux tels que la kaolinite et l'hématite sont présents dans les particules atmosphériques. Cependant, il est peu probable qu'il s'agisse des composants les plus courants et les plus abondants de la poussière atmosphérique. Il convient par ailleurs de souligner que l'étude a été menée dans une chambre à environnement simulée et a impliqué la réaction des aérosols minéraux avec un seul cVMS (D4 ou D5) à la fois. Dans des conditions environnementales réelles, des milliers de produits chimiques se disputent les sites d'adsorption des aérosols. L'« efficacité » de l'élimination du D4/D5 dans l'air ambiant peut donc être largement inférieure aux résultats observés dans l'atmosphère la chambre où se trouvait un seul composant.

On peut donc conclure que le degré d'accélération de la dégradation des cVMS dans l'air par les aérosols et l'ozone dans des conditions environnementales réalistes est incertain.

Le modèle AOPWIN (2000; voir tableau 5b) fournit également des indications du potentiel de persistance de cette substance, avec une demi-vie d'oxydation atmosphérique prévue de 4 à 19 jours. Les données empiriques et modélisées montrent donc que cette substance est persistante dans l'air (demi-vie supérieure à 2 jours) conformément au Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Tableau 5a. Données empiriques sur la persistance du D4
Milieu Processus du devenir Valeur de dégradation Paramètre et unités de dégradation Références
Air Réaction avec l'OH 10,6 Demi-vie (jours) Atkinson 1989, 1991
Air Réaction avec l'OH 5,5 - 22,8 Demi-vie (jours) Ren et al., 2003, id., 2006
Eau Biodégradation 3,7 % Dégradation 28 j Springborn Smithers Laboratories, 2005
Eau Hydrolyse 0,04 - 45 Demi-vie (jours)
pH 6 - 9
5-25 °C
Durham, 2005
Kozerski, 2008
Bidleman, 2008
Eau/sédiments Biodégradation Pas de biodégradation Dégradation 28 j Springborn Laboratories, 1991
Eau/sédiments Dégradation abiotique 49 - 588 Demi-vie (jours)
pH neutre
5-25 °C
Xu et Miller, 2008
Sol (sols Wahiawa d'Hawaï) Hydrolyse catalysée par l'argile Env. 1 heure
(humidité relative 32 %)
Demi-vie (heures) Xu, 1999; Xu et Chandra, 1999
Sol (sols Londo du Michigan) Hydrolyse catalysée par l'argile 3,54 jours (humidité relative 32 %);
5,25 jours (humidité relative 93 %)
Demi-vie (jours) Xu et Chandra, 1999
Tableau 5b. Données modélisées sur la persistance du D4
Milieu Processus de devenir Valeur de dégradation Paramètre et unités de dégradation Modèle
Air Oxydation atmosphérique 8,94 Demi-vie (jours) AOPWIN, 2000
Air Oxydation atmosphérique 3,8 - 19,2[2] Demi-vie (jours) AOPWIN, 2000
Air Réaction avec l'ozone Pas de réaction Demi-vie AOPWIN, 2000
Eau Biodégradation 37,5 Demi-vie (jours) BIOWIN 2000, Ultimate survey
Eau Biodégradation 0,0 (pas de biodégradation rapide) Probabilité BIOWIN 2000; MITI, modèle de probabilité linéaire
Eau Biodégradation 0,0028 (pas de biodégradation rapide) Probabilité BIOWIN 2000; MITI, modèle de probabilité non linéaire
Eau Biodégradation 2,9 % de DBO DBO (MITI 301C)[1] CATABOL c2000-2008
Eau Biodégradation
(anaérobie)
0,2 (pas de biodégradation rapide) Probabilité BIOWIN, 2000

[1] Les résultats de la simulation de la biodégradation CATABOL indiquent que le D4 se situe dans le domaine des paramètres mondiaux et dans le domaine métabolique, mais à  l'extérieur du domaine structurel. Le plus important de ces domaines est le domaine métabolique, et CATABOL semble indiquer que cette substance ne se dégrade pas étant donné la faible probabilité de l'existence d'un groupe méthyle stable et de produits d'oxydation de l'anneau aromatique.
[2] Demi-vies par oxydation atmosphérique recalculées avec des concentrations en radicaux hydroxyles mesurées de la ville de New York en été et en hiver respectivement.

Dégradation dans l'eau et les sédiments

Les données empiriques d'hydrolyse concernant le D4 (Durham, 2005) ont été soumises par des experts internes à un examen critique (Bidleman, 2008); dont les résultats de ces examens sont résumés ci dessous. On a déterminé la cinétique de l'hydrolyse du D4 en mesurant la disparition de l'octaméthylcyclotétrasiloxane (D4) radiomarqué au14C en fonction du temps, conformément à la Ligne directrice 111 de l'OCDE. Les réactions du D4 ont été étudiées dans des tubes de verre de borosilicate scellés à la flamme à des pH de 4, 7, et 9 et à des températures de 10, 25 et 35 °C. L'essai initial visait une concentration de 20 µg/L après l'enrichissement, ce qui correspond à une valeur comprise entre la moitié et le tiers de la solubilité du D4 dans l'eau. Du THF (tétrahydrofurane) à une concentration de 0,8 % vol./vol. a été utilisé comme agent solubilisant. Le même laboratoire a également effectué une étude semblable de la cinétique de l'hydrolyse avec du décaméthylcyclopentasiloxane (D5) radiomarqué au 14C (Durham, 2006). Il a été constaté que les vitesses d'hydrolyse du D4 et du D5 dépendaient du pH et présentaient une cinétique du pseudo premier ordre. On a constaté que le D4 et le D5 étaient rapidement hydrolysés dans des conditions acides (pH 4) et basiques (pH 9), avec des demi-vies (t½) moyennes comprises entre quelques minutes et moins de 6,5 heures pour le D4, et entre quelques heures et moins de 6 jours pour le D5 à une température comprise entre 10 et 35 °C. Deux essais d'hydrolyse supplémentaires avec le D5 dans des conditions presque neutres (pH 5,5 et 8) à 25 °C ont abouti à des t½ d'environ 15 et 9 jours, respectivement. Les demi-vies à pH neutre (pH 7) étaient considérablement plus longues pour le D4 et le D5. Les produits d'hydrolyse étaient des intermédiaires diméthylsiloxane-alpha et des oligomères oméga-diol HO(Me2SiO)nH (n = 2-4 ou 5), et le diméthylsilanediol (DMSD) était le produit d'hydrolyse final. Bien que la perte de composés parents et une faible reproductivité aient été signalées à un pH neutre, les coefficients de perte à pH neutre peuvent être estimés à l'aide des constantes de vitesse du deuxième ordre pour les réactions catalysées par un acide et une base. Les études d'hydrolyse pour le D4 et le D5 sont donc considérées comme fiables pour cette évaluation préalable. Bidleman (2008) a cependant repéré une erreur dans le calcul de la constante catalytique des hydroxydes, kOH à des températures autres que 25 °C. Le tableau 6 répertorie les constantes de vitesse du deuxième ordre révisées pour l'hydrolyse catalysée par l'hydronium et les hydroxydes du D4 (Kozerski, 2008).

Tableau 6. Constantes de vitesse révisées de l'hydrolyse du deuxième ordre (constantes catalytiques) pour le D4 (Kozerski, 2008)
Constante de vitesse (M-1h-1) Température (°C)
5 10 25 35
kH 1 110 1 560 3 910 8 020
kOH 28 400 40 200 73 300 168 000

Les constantes de vitesse du pseudo-premier ordre, kobs, pour l'hydrolyse du D4 peuvent être calculées à  l'aide de l'équation de cinétique suivante (en supposant une contribution négligeable de l'hydrolyse non catalysée, comme confirmé par les expériences à  un pH de 7) :

kobs = kH+[H+] + kOH-[OH-]

Les demi-vies calculées pour le D4 (tableau 7) dans des conditions environnementales réalistes au Canada (pH 6-9, température 5-25 °C) (GEMStat 2008, NOAA 2008) sont comprises entre 0,04 et 45 jours.

Tableau 7. Demi-vies calculées pour le D4 dans des conditions environnementales réalistes au Canada :
Température (°C) Constante de dissociation de l'eau pKe pH Constant de vitesse
k (h-1)
Demi-vie (jours)
25 14 6 4,64E-03 6,2
7 7,72E-03 3,7
8 7,33E-02 0,4
9 7,33E-01 0,04
10 14,52 6 1,68E-03 17
7 1,37E-03 21
8 1,21E-02 2,4
9 0.121 0,24
5 14,73 6 1,16E-03 25
7 6,4E-04 45
8 5,30E-03 5,5
9 5,29E-02 0,55

De nouvelles informations obtenues sur la dégradation par les agents microbiens indiquent que le D4 n'est vraisemblablement pas biodégradé dans l'eau. L'essai de biodégradabilité immédiate de 28 jours a été effectué dans des récipients fermés hermétiquement conformément à la Ligne directrice provisoire 310 de l'OCDE et les résultats ont mis en évidence une biodégradation limitée (3,7 %) du D4 au cours des 28 jours d'essai (Springborn Smithers Laboratories, 2005). Ces données sont étayées par deux modèles du tableau 5b, qui indiquent que la probabilité de biodégradation du D4 dans l'eau est effectivement nulle. Par ailleurs, selon une conclusion générale pondérée obtenue en combinant les résultats des modèles BIOWIN3 et BIOWIN5, ce composé ne se biodégrade pas facilement.

Les données expérimentales et modélisées sur la biodégradation indiquent que le D4 présente un faible potentiel de biodégradation dans les milieux aqueux. L'hydrolyse constitue donc le principal processus de dégradation du D4 dans l'eau. Le poids de la preuve suggère que le D4 est hydrolysé avec des demi-vies inférieures à 45 jours dans les eaux canadiennes (pH 6-9, température 5-25 °C). On arrive donc à la conclusion que le D4 ne répond pas aux critères de persistance dans l'eau (t½ > 182 jours) définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Une étude préliminaire sur la dégradation du D4 dans le système eau/sédiments a été reçue récemment (Xu et Miller, 2008). Une ligne directrice 308 modifiée de l'OCDE a été suivie. L'étude a été réalisée à température ambiante (22-25 °C) avec des sédiments naturels (limon sableux, teneur en carbone organique élevée, environ 70 % d'eau et 11 % de matière organique, pH d'environ 7) et de l'eau prélevés en profondeur dans un lac non contaminé. Le D4 radiomarqué dans le diéthylène glycol méthyl éther a été ajouté à la seringue en 10 à 15 points des sédiments de surface dans chaque flacon après le retrait de l'eau excédentaire. L'eau excédentaire a de nouveau été ajoutée sur les sédiments enrichis avec des perturbations minimales des sédiments. L'enrichissement des sédiments plutôt que de l'eau a permis de garantir la répartition de la substance dans les sédiments. Les propriétés physiques et chimiques de la substance (volatilité élevée et hydrolyse potentielle) ont ainsi été correctement gérées et la reproductibilité de l'étude a pu être améliorée. Les concentrations de D4 mesurées entre le 6e et le 22e jour (fin de l'essai) ont indiqué qu'un équilibre avait été atteint entre l'eau et les sédiments avec plus de 95 % de D4 et la détection de radioactivité dans les sédiments. Comme l'a montré l'étude de l'hydrolyse du D4, les produits de dégradation dans les sédiments/l'eau étaient des intermédiaires diméthylsiloxane-alpha et des oligomères oméga-diol HO(Me2SiO)nH (n=2-4), et le diméthylsilanediol (DMSD) était le produit de dégradation final. La demi-vie calculée à 22-25 °C pour la dégradation du D4 dans les sédiments était de 49 jours. Les mêmes produits de dégradation observés dans cette étude et dans l'étude de l'hydrolyse du D4 suggéraient que l'hydrolyse constituait le principal processus de dégradation dans le système sédiments/eau. La plus grande incertitude avec cette étude est le manque d'autres mesures d'essai.

Une étude préalable n'a pas mis en évidence de biodégradation du D4 dans un système eau/sédiments fermé (Springborn Laboratories, 1991). Des microcosmes de laboratoire modifiés ont été utilisés pour l'étude de la biodégradation du D4 dans les sédiments. Des sédiments naturels (3,2 % de carbone organique, pH 5,5) et de l'eau ont été prélevés dans un étang non contaminé. Du D4 radiomarqué a été ajouté directement à la phase aqueuse des systèmes expérimentaux. On a déterminé la vitesse de minéralisation et de disparition du composé parent en faisant passer de l'air exempt de CO2à travers les chambres contenant les microcosmes et en captant les gaz libérés dans un piège à composés organiques volatiles et un piège à CO2 alcalin. Il a été conclu qu'aucune biodégradation de D4 n'est intervenue dans le système expérimental eau/sédiments. Il a été également indiqué que la majeure partie du composé parent s'est volatilisée et a été captée dans le piège à composés organiques. De plus, au 28e jour de l'étude, seule une petite quantité de D4 (< 5 %) était restée dans l'eau ou s'était répartie dans les sédiments. Une série d'expériences supplémentaires a été menée pour montrer que la faible quantité (< 10 %) de produits de dégradation récupérée dans le piège à CO2 alcalin dans les systèmes expérimentaux et les témoins stériles était due à l'hydrolyse du D4 catalysée par le milieu alcalin. On peut donc en conclure que le D4 n'est vraisemblablement pas biodégradé ou ne se biodégrade pas à un degré significatif dans les sédiments. De plus, la faible répartition du D4 dans les sédiments nous conduit à nous demander si la conception de l'expérience permet de gérer correctement la dégradation des sédiments.

L'étude de Xu et Miller (2008) suggère que le D4 se subdivise pour former des intermédiaires tel que oligomères de diols, ainsi que le produit final (diméthylsilanediol) dans des conditions ambiantes, dans les sédiments avec une demi-vie de 49 jours. Puisqu'aucune donnée n'était disponible pour les demi-vies de dégradation à faible température, une approche de type « référence croisée » utilisant les données d'hydrolyse du D4 a été appliquée. Les demi-vies d'hydrolyse du D4 dans l'eau étaient environ 6 à 12 fois plus longues lorsque la température de l'eau diminuait de 5-10 °C à partir de 25  °C. En supposant une tendance similaire à la baisse dans les sédiments, les demi-vies estimées pour le D4 dans les sédiments sont de 294 et 588 jours à 10 et 5 °C respectivement. On arrive donc à la conclusion que le D4 répond aux critères de persistance dans les sédiments (t½ > 365 jours) définis dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000). L'extrapolation de la dégradation du D4 dans les sédiments à faible température selon l'hydrolyse n'est cependant pas exempte d'incertitudes. L'hypothèse de la perte de D4 dans les sédiments soit uniquement fonction de l'hydrolyse dans l'eau de porosité et qu'elle ne prend pas en compte la fraction pouvant être absorbée sur la phase solide, dont les processus et la vitesse de dégradation ne sont pas connus.

Dégradation dans le sol

Bien qu'on ne dispose d'aucune donnée empirique sur la biodégradation dans le sol, comme indiqué ci-dessus, la dégradation du D4 par les agents microbiens dans l'eau et le système eau/sédiments est négligeable d'après l'essai de biodégradation immédiate (Springborn Smithers Laboratories, 2005), l'essai de biodégradation dans les sédiments (Kent et al., 1994) et les prévisions de 5 des 6 modèles de biodégradation (tableau 5b).

Xu (Xu, 1999, Xu et Chandra, 1999) a étudié en détail les voies possibles de dégradation des cyclosiloxanes, notamment le D4, le D5 et le D6 dans le sol Wahiawa d'Hawaï à température ambiante avec une humidité relative de 32 %. Il a conclu que les processus de polymérisation et de déméthylation n'étaient pas significatifs dans le sol à des concentrations inférieures à 200 mg/kg en poids sec. De plus, on a observé l'hydrolyse du D4 catalysée par l'argile dans des sols Wahiawa très altérés et secs. Des diols tétramères, trimères, dimères et monomères ont été signalés comme intermédiaires et du diméthylsilanediol (DMSD) comme produit d'hydrolyse final. Lors de la réhumidification du sol après sept jours, seuls du D4, du D3 et du DMSD sont présents, ainsi qu'une petite quantité de D5 et de D6, ce qui indique que les oligomères de masse plus élevée peuvent subir une réaction inverse ouvrant l'anneau. La demi-vie de dégradation par hydrolyse du D4 dans le sol Wahiawa (teneur en argile de 55 %, teneur en eau de 2,1 %) était d'environ 1 heure à 22 ºC dans des conditions de sol sec. Il semblerait que la sécheresse du sol limite fortement l'activité biologique, mais favorise des réactions abiotiques comme l'hydrolyse catalysée par des conditions acides et en surface des PDMS, un polymère qui présente le même squelette que les cyclosiloxanes (Xu, 1999). Les vitesses de dégradation des cyclosiloxanes dépendaient fortement de l'humidité du sol, du type d'argile, de la teneur en argile et de la taille des molécules de siloxane, qui déterminent la vitesse de diffusion vers les sites catalytiques en surface. La vitesse d'hydrolyse du D4 a diminué dans les sols Londo tempérés du Michigan (teneur en argile de 22 %) à 3,54 jours à une humidité relative de 32 % et à 5,25 jours à une humidité relative de 93 %. La plus grande partie du D4 est tout de même restée dans le sol Londo pendant la période d'incubation de 21 jours dans un système fermé présentant une humidité relative de 100 %, alors que la demi-vie de dégradation du D4 était inférieure à 1 jour dans le sol Wahiawa très altéré dans les mêmes conditions d'humidité. En outre, dans un système ouvert et dans ces conditions pédologiques, la volatilisation devient le principal mécanisme de perte de D4.

Alors qu'ils étudiaient l'influence des types d'argile sur le potentiel de dégradation des polydiméthylsiloxanes (PDMS), Xu et al., (1998) ont démontré que les PDMS étaient dégradés par les minéraux argileux, même si leurs activités catalytiques étaient différentes. La présence répandue de ces minéraux tend à indiquer que le D4 devrait subir une dégradation catalysée par l'argile dans les divers tant que persisteront des conditions pédologiques critiques comme une faible humidité, et ce malgré l'extrême diversité des sols canadiens.

Selon des études empiriques disponibles qui montrent son potentiel d'hydrolyse rapide catalysée par l'argile dans les sols de surface, le D4 n'a pas été jugé persistant dans le sol selon les critères de demi-vie supérieure à 182 jours définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).

Globalement, les données empiriques et modélisées disponibles indiquent que le D4 satisfait aux critères de persistance dans l'air (demi-vie supérieure ou égale à 2 jours) et dans les sédiments (demi-vie supérieure ou égale à 365 jours), conformément au Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), mais pas au critère de demi-vie dans le sol et dans l'eau (demi-vie inférieure à 182 jours).

Potentiel de transport à grande distance

Le modèle régional de niveau III de transport et de persistance (TaPL3, 2000) a été utilisé pour estimer la « distance de transport caractéristique » (DTC) du D4. La DTC est définie comme la distance maximale parcourue dans l'air par 63 % de la substance. Beyer et al., (2000) ont proposé des DTC de plus de 2 000 km représentant un fort potentiel de transport atmosphérique à grande distance (PTAGD), dont la valeur modérée est estimée à 700 - 2 000 km et la valeur faible, à moins de 700 km. D'après une estimation de la DTC de 5 284 km, le potentiel de transport atmosphérique à grande distance du D4 est considéré comme élevé. Cela signifie que le D4 est sujet au transport atmosphérique dans des régions éloignées comme l'Arctique.

Tableau 8. Distance de transport caractéristique (DTC) modélisée pour le D4
Distance de transport caractéristique Modèle (Référence)
5 284 km TaPL3 v. 2.10 (TaPL3, 2000)
5 254 km Outil LRTP POP v.2.0 de l'OCDE (Scheringer et al., 2006)

Le modèle de dépistage POP de l'OCDE (LRTP POPs) peut être utilisé pour identifier les produits chimiques à fort potentiel de persistance et de transport à grande distance (Scheringer et al., 2006). Le modèle de l'OCDE est un modèle global qui compartimente la terre en air, eau et sol. Ce modèle est « orienté vers le transport » plutôt que vers une « cible » car il identifie simplement la DTC sans préciser l'endroit où une substance peut être transportée en particulier (Fenner et al., 2005). Klasmeier et al., (2006) ont suggéré qu'un seuil de 5 098 km, basé sur l'estimation de la DTC du modèle pour le 2,2,3,4,4,5,5-heptachlorobiphényle (PCB-180), permettrait d'identifier des substances ayant un fort potentiel de transport à grande distance. Le PCB-180 a été détecté dans des régions éloignées. La DTC calculée pour le D4 à l'aide du modèle de l'OCDE correspond à 5 254 km, ce qui indique que le D4 présente un potentiel élevé de transport à grande distance dans l'air.

Le modèle de dépistage POP de l'OCDE permet également de calculer l'efficacité du transfert (ET), qui correspondant au pourcentage du flux des émissions vers l'atmosphère déposé à la surface (eau et sol) dans une région éloignée (ET = D/E × 100, où E est le flux des émissions vers l'atmosphère et D, le flux du dépôt sur les milieux en surface dans une région cible). L'ET calculée du D4 est de 4,4E-06 %, ce qui est largement inférieur à la limite de 4,65E-04 % (2,4,4'-trichlorobiphényle ou PCB-28) établie pour les substances de référence du modèle dont on sait de manière empirique qu'elles sont déposées de l'air sur le sol ou dans l'eau. Une ET faible indique que le D4 présente un potentiel de transport à grande distance dans l'atmosphère sans être déposé à la surface de la Terre dans une région éloignée donnée. De plus, les valeurs de log Koa et de log Kae du D4 semblent indiquer qu'il présente également un faible potentiel de contamination arctique s'il est examiné à l'aide des parcelles de partage chimique décrites par Wania (2003, 2006).

Une étude préliminaire de surveillance d'un écosystème éloigné a été effectuée au lac Opeongo, le plus grand lac du parc provincial Algonquin, en Ontario, au Canada. Ce lac est relativement éloigné des sources potentielles de cVMS provenant de stations d'épuration et d'eau de ruissellement. Les dépôts atmosphériques constituent donc la seule source significative de cVMS dans le lac (Powell, 2008). L'analyse préliminaire d'échantillons de sédiments et zooplancton portant sur les cVMS n'a pas permis de détecter de D4, ce qui semble indiquer que les dépôts atmosphériques ne constituent pas une source significative de D4 pour le lac Opeongo. Les limites de détection étaient de 23,9 ng (masse de référence corrigée) pour les sédiments et le zooplancton.

On arrive donc à la conclusion que le D4 présente un potentiel de transport dans l'atmosphère sur de longues distances. Cependant, l'ET modélisée pour le D4 est faible, ce qui tend à indiquer qu'il est peu susceptible de se déposer dans l'eau ou sur le sol dans des régions éloignées. Les résultats de surveillance du lac Opeongo viennent également appuyer la thèse du faible potentiel de dépôt atmosphérique pour le D4. Le D4 transporté dans l'atmosphère sera finalement dégradé par des radicaux hydroxyles dans l'air.

Potentiel de bioaccumulation

Les valeurs empiriques et modélisées de log Koepour le D4 (tableau 2) semblent indiquer que cette substance peut se bioaccumuler dans le biote.

Dans le milieu aquatique

Des données empiriques indiquent que le D4 peut être bioconcentré dans les organismes aquatiques. Une étude de bioconcentration pour le D4 a été effectuée sur des têtes-de-boule (Pimephales promelas) dans un système à écoulement continu (Fackler et al., 1995). L'absorption de D4 radiomarqué au 14C dans les tissus des poissons à une concentration de 0,00023 mg/L (mesurée) a été étudiée pendant 28 jours et la dépuration a été surveillée pendant 14 jours. Le facteur de bioconcentration à l'équilibre (FBCéq) moyen calculé était de 12 400 L/kg selon des concentrations mesurées du 7e au 28e jours, tandis que le facteur de bioconcentration cinétique (FBCc) était de 13 400 L/kg selon les vitesses d'absorption et de dépuration (k1/k2 = 2 450/0,183). L'analyse des tissus des poissons a également indiqué que la demi-vie de dépuration du D4 radiomarqué était de 7 à 12 jours et qu'en moyenne, 45 % du D4 accumulé restaient dans les poissons après 14 jours de dépuration. Le potentiel métabolique du D4 a aussi été examiné pendant cette étude du FBC. Dans chaque type de tissu, on a déterminé que l'intégralité de la radioactivité extraite (plus de 95 %) était due au D4, ce qui indique que le métabolisme de cette substance est négligeable.

Tableau 9a. Données empiriques sur la bioaccumulation du D4
Organisme Paramètre[1] Valeur Références
Pimephales promelas
(tête-de-boule)
FBCéq 12 400 L/kg (p. humide) Fackler et al., 1995
Pimephales promelas
(tête-de-boule)
FBCc 13 400 L/kg (p. humide) Fackler et al., 1995
Oncorhynchus mykiss
(truite arc-en-ciel)
FBAmp 0,62 - 0,75 (normalisé pour les lipides) Drottar, 2007; Domoradzki, 2008a, 2008b; SEHSC, 2008b

[1]FBCéq : facteur de bioconcentration à l'équilibre; FBCc : facteur de bioconcentration cinétique; FBAmp : facteur de bioamplification

On dispose de nouvelles données expérimentales relatives à une étude de bioaccumulation dans des organismes aquatiques. Une étude de bioaccumulation par voie alimentaire de l'octaméthylcyclotétrasiloxane marqué au 14C (pureté radiochimique de 99,1 %) chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) a été réalisée dans un système à écoulement continu (Drottar, 2007; voir le tableau 9a de cette évaluation) pendant 35 jours, suivis d'une période de dépuration de 42 jours. Les poissons étaient nourris de bouillie de truites traitée avec une concentration moyenne mesurée du composé parent de 457 µg/g. L'alimentation a été réglée pour assurer un taux d'alimentation de 3 % (poids corporel humide) par jour. Le taux d'alimentation supérieur modifié pour permettre une meilleure détection instrumentale est considéré comme justifié. Aucun effet nocif n'a été observé sur les poissons pendant toute la durée de l'étude. L'intégralité de la radioactivité extraite des tissus des poissons a été identifiée comme du D4 parent et la radioactivité qui n'a pas pu être extraite représentait environ 7 %, ce qui indique un métabolisme très limité du D4. La constante d'élimination calculée indiquait qu'une période de 57 jours serait requise pour atteindre 90 % de l'équilibre et non la période d'apport de 35 jours de l'essai. Par conséquent, les données relatives à des résidus de poissons au terme de la phase d'absorption de 57 jours ont été extrapolées et le facteur de bioamplification, FBAmp (normalisé pour les lipides) corrigé était de 0,62. Le FBAmp cinétique a été calculé à l'aide d'un modèle à un compartiment qui tient compte du taux de croissance des poissons pendant les phases d'absorption et de dépuration de l'étude, de la quantité de D4 dans les poissons sur la durée, de la masse des poissons sur la durée, ainsi que du taux de consommation des aliments. On a supposé une constante de vitesse du métabolisme, kM, nulle. Les taux de croissance des poissons ont été calculés à l'aide d'une régression linéaire (Domoradzki, 2008a, 2008b). Le FBAmp cinétique obtenu (normalisé pour les lipides) était de 0,75. Les valeurs de FBAmp étaient relativement cohérentes. On considère donc que le D4 n'a pas démontré de potentiel de bioamplification lors de l'étude alimentaire sur les poissons en laboratoire.

Le modèle d'Arnot-Gobas (Arnot et Gobas, 2003) permet de prévoir le facteur de bioaccumulation (FBA) de cette substance en tenant compte de tout métabolisme potentiel, à l'aide d'une constante de vitesse métabolique (kM). Le FBC et le FBAmp disponibles dans les données d'essai in vivo ont été utilisés pour dériver une constante de vitesse métaboliquein vivo selon la méthode d'Arnot et al., (2008a). Dans cette méthode, kM est dérivé d'après l'équation suivante :

kM = (k1φ / FBC) - (k2 + kE + kG) (1)

où :

kM = Constante de vitesse métabolique (1/jours)
k1 = Constante de vitesse d'absorption (Arnot et Gobas, 2003)
φ = fraction de produits chimiques dissous librement dans l'eau (Arnot et Gobas, 2003)
FBC = Facteur de bioconcentration empirique disponible
k2 = Constante de vitesse d'élimination (Arnot et Gobas, 2003)
kE = Constante de vitesse d'évacuation fécale (Arnot et Gobas, 2003)
kG = Constante de vitesse de croissance (Arnot et Gobas, 2003)

La méthode d'Arnot et al. (2008a) permet d'estimer les facteurs de confiance (FC) pour la valeur de kM afin de tenir compte de l'erreur associée aux données in vivo (variabilité des mesures, incertitude de l'estimation des paramètres et erreur du modèle). Un FC de ± 2,1 a été calculé pour les données de FBC disponibles.

Puisque le potentiel métabolique peut être lié au poids corporel et à la température (voir p. ex. Hu et Layton, 2001; Nichols et al., 2007), la valeur kM a été normalisée davantage à 15 °C, puis corrigée pour le poids corporel des poissons du niveau trophique intermédiaire dans le modèle d'Arnot-Gobas (184 g) [Arnot et al., 2008b]. Des poissons du niveau trophique intermédiaire ont été utilisés pour représenter les résultats d'ensemble du modèle, comme le recommande son concepteur (Arnot, J.A. communication personnelle à M. Bonnell, d'Environnement Canada, 2008; ne figure pas dans les références), et cette valeur est plus représentative du poids des poissons qui sera vraisemblablement consommé par un piscivore aviaire ou terrestre. Après la normalisation, la valeur de kM était comprise entre environ 0,008 et 0,08, avec une valeur moyenne de 0,02.

Tableau 9b. Valeurs estimées du FBC et du FBA, corrigées pour le métabolisme à l'aide du modèle d'Arnot-Gobas (2003)
kM (normalisée pour le niveau trophique intermédiaire) jour-1 Log Koe utilisé Modèle du FBC d'Arnot-Gobas Modèle du FBA d'Arnot-Gobas
7,80E-03 (2,5 %) 6,5 12 589 467 735
2,25E-02 (moyenne) 6,5 4 365 89 125
8,18E-02 (97,5 %) 6,5 1 413 12 022

Les valeurs de kM basées sur des expériences in vivo semblent indiquer que la vitesse de métabolisme du D4 est relativement faible (≤ 0,08 jour-1 au mieux). L'étude de FBC expérimentale menée sur des têtes-de-boule (Fackler et al., 1995) et l'étude de bioaccumulation par voie alimentaire sur des truites arc-en-ciel (Drottar, 2007) ont mis en évidence une récupération presque complète du composé parent (plus de 95 %), ce qui soutient généralement la thèse du métabolisme limité du D4. Le FBC calculé de 12 589 avec la constante de vitesse de percentile inférieur (env. 0,008) est très proche des valeurs de FBC expérimentales indiquées par Fackler et al., (1995). Le FBA correspondant corrigé à l'aide de cette constante de vitesse métabolique (467 735) a donc été utilisé pour représenter le potentiel de bioaccumulation du D4 chez les poissons des eaux canadiennes.

Dans les sédiments

Le facteur d'accumulation dans le biote et les sédiments (FABS) du D4 peut être calculé à l'aide des données d'une étude de toxicité sous-chronique chez le moucheron (Chirononmus tentans) (Kent et al., 1994). Des moucherons ont été exposés à du D4 dans des sédiments présentant une concentration en carbone organique faible, moyenne et élevée comprise entre 0,27 et 4,1 %. Les FABS moyens calculés étaient de 0,7, 1,3 et 2,2 respectivement pour les concentrations élevée, moyenne et faible (FABS= Ctissus de l'organisme mg/kg /Csédiment mg/kg). Les résultats indiquent que le D4 peut présenter un certain potentiel de bioaccumulation lié à l'exposition aux sédiments. Cependant, cette étude ne spécifie pas si le contenu de l'intestin des organismes soumis à l'essai a été purgé avant le calcul des valeurs de FABS. La valeur de FABS risque donc d'être surestimée en raison de la présence de D4 dans les sédiments dans l'intestin des invertébrés.

Dans le sol

Il n'existait pas d'informations disponibles sur la bioaccumulation du D4 dans le sol.

Dans le milieu terrestre

Le modèle de bioaccumulation à bilan massique de Gobas pour les organismes terrestres (Gobas et al.  2003) utilise les coefficients de partage octanol-air et octanol-eau (Koa et Koe) pour estimer le potentiel de bioamplification (FBAmp) des substances chimiques dans les chaînes trophiques terrestres. Selon les estimations, les substances chimiques dont la valeur de log Koa est supérieure à 5 peuvent se bioamplifier dans les chaînes trophiques terrestres si la valeur de Koe est supérieure à 2 et si la vitesse de la transformation chimique ou du métabolisme est faible. Un log Koa de 4,34 indique que le D4 ne présente pas de potentiel de bioamplification dans les chaînes trophiques terrestres.

Synthèse du potentiel de bioaccumulation du D4

Globalement, l'étude empirique sur le FBC cinétique et à l'équilibre des poissons, bien qu'optimisée pour l'exposition dans l'eau, a démontré un potentiel élevé de bioconcentration du D4 dans l'eau (supérieur ou égal à 5 000). Bien que la valeur de log Koe du D4 suggère que l'absorption par voie alimentaire sera importante et probablement prédominante, elle reste dans la limite des valeurs de log Koe pour lesquelles une bioconcentration importante a été observée pour de nombreuses substances chimiques dans le cadre d'études en laboratoire (p. ex. Arnot et Gobas, 2006). Les valeurs de FBC prévues, corrigées pour le métabolisme, sont également supérieures à 5 000 et concordent généralement avec les valeurs de FBC empiriques. Les valeurs de FBC empiriques et prévues dépassent 5 000, ce qui semble indiquer un potentiel de forte bioconcentration dans d'autres organismes à différents niveaux trophiques, ainsi que chez les poissons, notamment ceux dont les vitesses de croissance ou de métabolisme sont inférieures (autotrophes, par exemple).

Les valeurs de FBA prévues sont également élevées et dépassent 5 000. Comme pour les autres modèles, il existe des incertitudes concernant les valeurs de FBC et de FBA prévues (l'incertitude augmente pour les valeurs de log Koesupérieures car très peu de substances chimiques ont fait l'objet d'une étude de bioaccumulation dans cette plage). Un niveau de confiance supérieur est accordé à la valeur de FBA prévue lorsque la valeur de FBC prévue correspondante est au plus proche des données de FBC empiriques (FBA = 4,7E05 environ). Le modèle cinétique à bilan massique utilisé est basé sur les « principes fondamentaux », dont le principal concept indique qu'une substance chimique obéit au mécanisme de principe du modèle, dans ce cas une diffusion passive. Le D4 respecte ce concept, de même que le log Koe et les limites de poids moléculaire du modèle. Par conséquent, les prévisions de bioaccumulation sont également jugées applicables au D4.

Les valeurs de FABS des sédiments pour le D4 semblent indiquer un niveau d'accumulation relativement faible dans les macroinvertébrés présents dans les sédiments. Comme il s'agit du seul essai de bioaccumulation dans les sédiments disponible pour les cVMS et qu'il n'existe aucun modèle prédictif pour les organismes des sédiments, des essais ou des données sur le terrain à des charges environnementales plus réalistes permettrait de vérifier ces valeurs. Les valeurs de FBAmp générées pour le D4 sont inférieures à 1, ce qui suggère la possibilité d'un faible potentiel de bioamplification chez les poissons pour le D4, mais aucun élément ne semble indiquer pour le moment que ce soit le cas pour d'autres niveaux trophiques. Des études de mésocosmes sur le terrain sont actuellement en cours afin d'observer le transfert trophique de cVMS dans les réseaux alimentaires aquatiques, mais ces données ne sont pas encore disponibles pour évaluation complète et n'ont pas été prises en compte dans cette évaluation.

Il existe enfin des indications contradictoires sur le potentiel de bioaccumulation du D4 testé en laboratoire. Les études de FBAmp sur les poissons et de BAFS sur les invertébrés suggèrent que la bioaccumulation du D4 est faible, ce qui peut être dû à un potentiel de bioaccumulation réduit. Les données expérimentales optimisées de FBC disponibles et la modélisation prédictive semblent indiquer qu'il peut exister un potentiel de bioconcentration importante de D4 chez les poissons et d'un niveau plus faible dans le réseau alimentaire aquatique. On peut donc raisonnement conclure que le D4 présente un potentiel de bioaccumulation dans le biote, mais compte tenu des indications contradictoires, il est impossible d'en déduire qu'il satisfait aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Évaluation des effets sur l'environnement

A -Dans le milieu aquatique

Des expériences ont permis de mettre en évidence les effets nocifs du D4 sur les organismes aquatiques à de très faibles concentrations (p. ex. CL50 < 1 mg/L) (tableaux 8a et 8b). Les valeurs d'écotoxicité empiriques (tableau 10a) indiquent que le D4 est hautement toxique pour les organismes aquatiques sensibles, avec une toxicité à court terme et à long terme extrêmement élevée sous la limite de solubilité (0,056 mg/L, tableau 2). Pour les truites arc-en-ciel de petite taille (≤ 1 g), la plus faible concentration entraînant une mortalité de 50 % (CL50) au cours d'un essai de toxicité aiguë est de 0,01 mg/L, avec une concentration sans effet observé (CSEO) de 0,0044 mg/L et une concentration minimale avec effet observé (CMEO) de 0,0069 mg/L. Les poissons touchés présentaient une pigmentation foncée, une perte d'équilibre et un comportement léthargique avant leur mort, ce qui correspond à un mécanisme de toxicité de type narcose (Sousa et al., 1995). Sousa et al. (1995) a également mené une étude sur les poissons aux premiers stades de leur vie (1995). Des embryons de truites arc-en-ciel ont été exposés à du D4 à des niveaux de concentration compris entre 0,00025 et 0,0044 mg/L pendant 93 jours. Aucun effet nocif n'a été observé sur la viabilité des embryons, l'alevinage, la survie des larves et la croissance à tous les niveaux de traitement. La CSEO chronique aux premiers stades de la vie des poissons sur 93 jours est donc de 0,0044 mg/L, la plus forte concentration testée.

Le D4 a entraîné une mortalité significative à 0,015 mg/L lors d'une étude de toxicité chronique de 21 jours sur des puces d'eau (Daphnia magna), une espèce importante de zooplancton dans les écosystèmes. Pour Daphnia magna, la CSEO chronique est de 0,008 mg/L pour la survie et la reproduction, et la CMEO pour la survie est de 0,015 mg/L (Sousaet al., 1995).

Tableau 10a. Données empiriques sur la toxicité du D4 pour les organismes aquatiques
Organisme Type d'essai Durée Paramètre[1] Valeur (mg/L) Références
Truite arc-en-ciel
Oncorhynchus mykiss
Tox. aiguë 14 j CL50 0,010 Sousa et al., 1995
Truite arc-en-ciel
Oncorhynchus mykiss
Tox. aiguë 14 j CSEO 0,0044 Sousa et al., 1995
Embryons de truite arc-en-ciel
Oncorhynchus mykiss
Tox. chronique 93 j CSEO 0,0044 Sousa et al., 1995
Crevette Tox. aiguë 96 h CL50 > 0,0091 Sousa et al., 1995
Vairon à tête de mouton
Cyprinodon variegatus
Tox. aiguë 14 j CSEO 0,063 Sousa et al., 1995
Vairon à tête de mouton
Cyprinodon variegatus
Tox. aiguë 14 j CL50 > 0,063 Sousa et al., 1995
Puce d'eau
Daphnia magna
Tox. aiguë 48 h CSEO 0,015 Sousa et al., 1995
Puce d'eau
Daphnia magna
Tox. chronique 21 j CSEO 0,008 Sousa et al., 1995
Puce d'eau
Daphnia magna
Tox. chronique 21 j CMEO 0,015 Sousa et al., 1995
Moucheron Tox. chronique 14 j CSEO ≥ 0,015 Kent et al., 1994
Algue d'eau douce
Selenastrum capricornutum
Tox. aiguë 96 h CE50 invalide Springborn Laboratories, 1990

[1]CL50 : concentration minimale causant 50 % de mortalité; CE50 : concentration minimale causant 50 % d'effets sous léthaux à 50% de la population; CSEO : concentration sans effet observé. CMEO : concentration minimale avec effet observé.

De nouveaux résultats expérimentaux ont été obtenus, notamment une étude de toxicité aiguë sur l'algue d'eau douce Selenastrum capricornutum, dans des conditions statiques d'exposition de 96 heures dans un système clos (Springborn Laboratories, 1990). L'essai de toxicité était conforme aux normes expérimentales du TSCA (Toxic Substances Control Act) pour les algues. Les algues ont été exposées à une solution saturée de D4 (> 99 % d'ingrédient actif). Toutefois, les concentrations de la solution d'essai ont diminué constamment de 0,022 mg/L au début de l'essai de 96 heures à une valeur inférieure à la limite de détection (moins de 0,001 mg/L) à la fin de l'essai. Le pH de 7,5 au début de l'essai est monté à 10 pendant l'essai, ce qui reflète la photosynthèse et la respiration des algues. Pendant l'étude, la température était comprise entre 23 et 24 °C et une diminution de la densité moyenne des cellules a été observée dans l'algue exposée au D4. Cependant, une diminution importante de la densité des cellules a été observée dans le témoin en système fermé par rapport à celle du système ouvert en raison de la quantité limitée d'oxygène et de dioxyde de carbone. Compte tenu de la diminution rapide des concentrations de D4 pendant l'essai et de l'incertitude liée au taux de croissance réduit dans le témoin, le résultat de l'étude est considéré comme invalide.

La toxicité aigüe et chronique du D4 ont été prédites en utilisant ECOSAR (2004). Les résultats obtenus par ce modèle sont présentés au Tavleau 10b.

Tableau 10b. Données modélisées sur la toxicité aquatique du D4
Organisme Type d'essai Durée Paramètre[1] Concentration
(mg/L)
Modèle
Poisson Tox. aiguë 14 j CL50 0,049 ECOSAR 2004
Poisson Tox. chronique 30 j CV 0,003 ECOSAR 2004
Daphnée Tox. chronique 16 j CE50 0,007 ECOSAR 2004
Algue verte Tox. aiguë 96 h CE50 0,015 ECOSAR 2004

[1]CL50: Concentration léthale médiane causant 50% de mortalité; CE50 : plus faible concentration causant des effets à 50%; CV : moyenne géométrique de la CSEO (Concentration avec effet observé) et la CMEO (Concentration minimale avec effet observé).

En utilisant ECOSAR (2004), les résultats modélisés du test de 30 jours chez le poisson (CV =0.003) pour le D4 étaient résonablement en accord avec les données empiriques sur le poisson (14 jour = 0.0055 mg/L - la moyenne géométrique de la CSEO et la CMEO pour la oisson à 14 jours). La CL50pour les poissons exposés durant 14 jours était environ 5 fois plus faible que les données empiriques pour le même test du poisson à 14 jorus (CL50= 0,010 mg/L). La valeur prédite du CE50 pour Daphnia à 16 jours est en accord avec les données empiriques du CSEO, ce qui indique que le modele est une surestimation des concentrations à effet pour Daphnia. Les résultats modélisés suggèrent qu'il y aurait aussi une possibilité d'effets nocifs (CE50aiguë < 1 mg/L) chez l'algue à des concentrations de D4 de 0,016 mg/L, toutefois, quelques incertitudes existent avec cette valeur prévue chez l'algue puique le log Koe pour le D4 (6,49) est faiblement plus élevé que la valeur de démarquation des valeurs crédibles de prédition pour la toxicité chez l'algue (6,4). Le manque de présence des siloxanes dans les composés employés pour l'étalonnage du modèle ajoute à l'incertitude des valeurs prédites. Alors, les valeurs de toxicité aquatiques prédites n'ont pas étés considérées dans cette évalaution préalable.

Les données expérimentales indiquent que le D4 peut s'avérer extrêmement dangereux pour les organismes aquatiques (CL/CE50 aiguë < 1 mg/L et CSEO chronique < 0,1 mg/l). On peut tout de même noter qu'aucune toxicité n'a été observée pour les truites et les daphnies jusqu'à ce que ces organismes soient exposés à du D4 pendant 7 à 14 jours. Cette observation concorde avec l'étude de bioconcentration chez les poissons, selon laquelle les concentrations dans les tissus des poissons atteignent un état d'équilibre après 7 à 14 jours d'exposition au D4, ce qui indique que la toxicité observée peut être liée à la cinétique d'absorption de D4 et qu'une accumulation suffisante de la substance est nécessaire pour entraîner une toxicité (Sousa et al., 1995). Il convient également de noter qu'aucune mortalité n'a été observée chez d'autres organismes aquatiques, tels que les crevettes ou les vairons à tête de mouton et/ou les grosses truites, comme l'ont montré les études alimentaires et métaboliques des poissons, ce qui indique que le D4 pourrait être plus toxique pour les organismes aquatiques sensibles et/ou les organismes aquatiques sensibles aux premiers stades de leur vie.   

B- Dans d'autres milieux

Dans les sédiments

La toxicité sous-chronique du D4 dans les sédiments a été évaluée à l'aide de moucherons (Chironomus tentans) dans le cadre d'une série d'expositions de 14 jours dans trois sédiments différents et dans de l'eau uniquement (Kent et al., 1994). Des essais ont été effectués dans des sédiments à teneur en carbone organique faible, moyenne et élevée comprise entre 0,27 et 4,1 %. On a observé des cas de mortalité à 250 et 170 mg/kg pour les sédiments à teneur moyenne et élevée respectivement, et des effets sur la croissance à 130 mg/kg pour les sédiments à teneur faible. Les CSEO pour la mortalité étaient de 130, 120 et 54 mg/kg respectivement pour les sédiments à teneur élevée, moyenne et faible.

Une autre étude prolongée sur la toxicité des sédiments chez le moucheron, chironomus riparius, a été menée en utilisant des sédiments enrichis (Krueger et al. 2008). Les moucherons ont été exposés à des concentrations moyennes mesurées de D4 allant de 6,5 à 355 mg/kg pendant 28 jours à 20 °C. La teneur en carbone organique des sédiments formulés était de 4,1 %. L'eau de surface a été renouvelée toutes les semaines en raison de la teneur élevée en ammoniaque mesurée dans la chambre d'essai. On a déterminé que la CSEO observée pour le pourcentage de survie et le taux d'émergence était de 44 mg/kg (mesurée). La valeur de la CL50 calculée pour la survie était de 114 mg/kg et la CMEO pour le taux d'émergence de 131 mg/kg. Les moucherons exposés à 355 mg/kg de D4 ont présenté une réduction statistiquement significative du développement. On a déterminé que la CSEO et la CMEO pour le développement des moucherons étaient respectivement de 131 mg/kg et 355 mg/kg.

Il convient de noter que l'essai de toxicité dans les sédiments a été effectué avec des sédiments présentant une teneur en carbone organique élevée. Les données de toxicité dans les sédiments de Kent (1994) ont révélé une toxicité accrue du D4 en cas de réduction de la teneur en matières organiques des sédiments due à une biodisponibilité accrue. On peut donc conclure que le potentiel d'effets nocifs du D4 est plus probable chez les organismes qui se trouvent dans les sédiments à faible teneur en matières organiques (riches en minéraux).

Dans le sol

Aucune étude concernant les effets du D4 ou de ses analogues sur les organismes du sol n'a été trouvée.

Dans le milieu terrestre

Aucune étude écologique pour les animaux sauvages terrestres n'a été trouvée. Les études en laboratoire sur des mammifères sont examinées dans la section « Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine » de la présente évaluation préalable.

Évaluation de l'exposition de l'environnement

Dans l'air

Des mesures environnementales préliminaires de méthylsiloxanes volatils, dont le D4, on été effectuées en février et mars 2006 au Canada, dans la région des Grands Lacs au Canada (communication personelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures, 2007; ne figure pas dans les références). Dix-huit échantillons d'air extérieur de régions rurales et urbaines de l'Ontario ont été prélevés et le D4 était présent dans presque tous ces échantillons à des concentrations de moins de 1 µg/m3. Ce résultat concorde avec les valeurs déclarées par d'autres instances (tableau 11a).

Toutefois, il est possible que la détection de D4 dans l'air ambiant soit partiellement attribuable à la contamination des échantillons. Les cyclosiloxanes volatils sont présents dans une gamme étendue de produits commerciaux, et les représentants des programmes de surveillance du Canada et des pays nordiques ont indiqué qu'ils avaient eu des problèmes de concentrations élevées de cyclosiloxanes dans des blancs d'échantillons. Très peu de mesures ont été effectuées en double pour la surveillance de l'air extérieur et les rares données disponibles présentent une mauvaise reproductibilité (communication personnelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures, 2007; ne figure pas dans les références).

Tableau 11a. Concentrations de D4 dans l'air
Milieu Lieu et année Concentration Références
Air Région des Grands Lacs, Canada; février et mars 2006 < 1 µg/m3 Voir la note 2
Air Pays nordiques[1]; 2004-2005 0,08-4 µg/m3 Norden, 2005

[1] Un total de 24 échantillons extérieurs a été collecté dans les pays nordiques. La limite de détection du D4 était égale à 0,006 µg/m3
[2] Communication personnelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures, 2007; ne figure pas dans les références.

Dans l'eau

Au Canada, on a échantillonné l'eau de neuf stations d'épuration des eaux d'égout (SEEE), dans des grands centres urbains du sud-ouest de l'Ontario, y compris dans des lagunes et dans des installations de traitement secondaire et tertiaire de l'eau en octobre et pendant l'hiver 2005 (communication personnelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures; ne figure pas dans les références). On a détecté du D4 dans les afluents et les effluents mesurés, à des concentrations de moins de 2 à 24 µg/L et de moins de 2 à 2,92 µg/l, respectivement. Des différences saisonnières ont été remarquées dans les concentrations de D4 des afluents de SEEE; la plupart d'entre elles passaient de moins de 2 µg/L en automne à une valeur comprise entre 2,78 et 21,42 µg/L en hiver. Ces différences saisonnières des concentrations de D4 n'étaient donc pas significatives. D'autres instances ont déclaré des résultats de surveillance semblables (tableau 11b).

Tableau 11b. Concentrations de D4 dans l'eau
Milieu Lieu et année Concentration Références
Afluents de SEEE Sud-ouest de l'Ontario, Canada; octobre 2005 < 2 - 24 µg/L Voir la note 4
Effluents de SEEE Sud-ouest de l'Ontario, Canada; octobre 2005 < 2 - 2,92 µg/L Voir la note 4
Afluents de SEEE États-Unis 0,64 - 7,09 µg/L HydroQual Inc., 1993
Effluents de SEEE États-Unis 0,06 - 0,41 µg/L HydroQual Inc., 1993
Eau Lac Pontchartrain, Louisiane, États-Unis Env. 0,03 µg/L McFall et al., 1985
Eau potable États-Unis Détection qualitative Wallace et al., 1984
Eau Sites de fond et sites urbains[1], pays nordiques < 0,1 (l.d.) Norden, 2005;
NILU, 2007
Afluents de SEEE Pays nordiques[2] < 0,3 - 3,7 µg/L Norden, 2005;
NILU, 2007
Effluents de SEEE Pays nordiques[2] < 0,08 (l.d.) - 0,11 µg/L Norden, 2005;
NILU, 2007

[1] Total de 28 sites d'échantillonnage à l'exclusion des affluents et les effluents de SEEE;
[2] 7 sites d'échantillonnage d'afluents de SEEE;
[3] 12 sites d'échantillonnage d'effluents de SEEE;
[4] Communication personnelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures, 2007; ne figure pas dans les références.
l.d.= limite de détection

Dans les sédiments

Au Canada, on a dosé le D4, le D5 et le D6 de sédiments de surface et de carottes de sédiments prélevés dans le lac Ontario en juillet 2006 (Powell et Kozerski, 2007). Les sédiments de surface étaient constitués de la couche supérieure de 5 cm de sédiments du port de Toronto et du bassin de Kingston. Les carottes de sédiments prélevées dans les bassins de Rochester, de Mississauga et de Niagara ont été découpées en strates d'une épaisseur de 5 mm. Les sédiments de surface du port de Toronto et du bassin de Kingston présentent une teneur en carbone organique total modérée (COT = 2,1 - 2,4 % [poids sec]), alors que les carottes de sédiments présentent une teneur en COT élevée (4 - 5 % p. s.). Une analyse de perte par calcination des sédiments a également indiqué des teneurs en eau plus faibles dans les sédiments de surface (55 - 70 % [poids humide]) que dans les carottes de sédiments (80 - 89 %). On sait que les sédiments du port de Toronto et des quatre bassins sédimentaires sont contaminés par divers composés organiques qui pénètrent dans le lac par des rejets directs d'eaux usées traitées, qui s'écoulent des Grands Lacs supérieurs (Érié, Huron et Michigan) et de la rivière Niagara, ou qui proviennent du dépôt atmosphérique. Les sédiments de surface du port de Toronto contenaient les plus fortes concentrations de D4 (0,29 µg/g en poids sec). En revanche, les concentrations de siloxanes cycliques dans les sédiments de surface et les carottes de sédiments des quatre bassins sédimentaires étaient toutes inférieures à la limite de détection de la méthode analytique, qui était fixée à 0,006 µg/g pour le D4. D'autres instances ont déclaré des résultats de surveillance semblables dans lesquels du D4 avait été détecté dans les sédiments de surface de régions urbaines et de sources ponctuelles (tableau 11c).

Une étude préliminaire de surveillance d'un écosystème éloigné a été effectuée au lac Opeongo, le plus grand lac du parc provincial Algonquin, en Ontario, au Canada. Ce lac est relativement éloigné des sources potentielles de cVMS provenant de stations d'épuration et d'eau de ruissellement (Powell 2008). L'analyse préliminaire des échantillons de sédiments de surface et de carottes de sédiments n'a pas permis de détecter de D4, la limite de détection étant fixée à 23,9 ng/g (masse de fond corrigée).

Les résultats de surveillance des sédiments pour les zones du lac Opeongo et du lac Ontario semblent indiquer qu'il est plus probable de détecter une contamination au D4 à proximité des centres urbains et des sources ponctuelles.

Tableau 11c. Concentrations de D4 dans les sédiments
Milieu Lieu et année Concentration Références
Sédiments de surface Port de Toronto, (Canada); juillet 2006 0,29 µg/g-p. s. Powell et Kozerski, 2007
Sédiments de surface Bassin de Kingston, (Canada); juillet 2006 <0,006 µg/g-p. s. (l.d.) Powell et Kozerski, 2007
Carottes de sédiments Bassins de Rochester, de Mississauga et de Niagara, (Canada); juillet 2006 <0,006 µg/g-p. s. (l.d.) Powell et Kozerski, 2007
Sédiments de surface Lac Opeongo, parc provincial Algonquin, en Ontario, (Canada); octobre 2007 < 23,9 ng/g (l.d.)[2] Powell, 2008
Carottes de sédiments Lac Opeongo, parc provincial Algonquin, en Ontario, (Canada); octobre 2007 < 23,9 ng/g (l.d.)[2] Powell, 2008
Sédiments Pays nordiques[1] < l.d. (variations entre les échantillons)
- 0,084 µg/g-p.s.
Norden, 2005;
NILU, 2007

[1] Total de 30 sites d'échantillonnage de sédiments;
[2] masse de fond corrigé telle que cité dans l'étude préliminaire; p. s. = poids sec; l.d. = limite de détection

Dans le sol

Le D4 peut pénétrer dans le sol lors de l'application de boues d'épuration sur les terres agricoles. Aucune donnée de surveillance pour le D4 n'a été trouvée dans les boues d'épuration pour le Canada. En Europe, cette substance est présente dans les boues d'épuration à des concentrations allant de quelques µg/kg à 2,7 mg/kg en poids sec (Norden, 2005; Kajet al., 2005; NILU, 2007).

Aucune donnée de surveillance pour le D4 dans le sol n'est disponible pour le Canada. Les concentrations de D4 dans deux échantillons de sol des îles Féroé étaient inférieures à la limite de détection (< 10 ng/g p. s.) (Norden, 2005).

Dans le biote

Une étude préliminaire de surveillance d'un écosystème éloigné a été effectuée au lac Opeongo, le plus grand lac du parc provincial Algonquin, en Ontario, au Canada. Ce lac est relativement éloigné des sources potentielles de cVMS provenant de stations d'épuration et d'eau de ruissellement (Powell, 2008). L'analyse préliminaire d'échantillons de zooplancton n'a pas permis de mettre en évidence la présence de D4. Les échantillons représentatifs de zooplancton ont été regroupés en un échantillon unique pour chacun des deux emplacements sans être classés par espèce. La limite de détection était de 23,9 ng/g (masse de référence corrigée)

En Europe, du D4 a été détecté dans le foie de poissons et de mammifères marins des pays nordiques. Les concentrations variaient selon les espèces, le sexe et l'âge. Chez les mammifères marins surveillés dans les pays nordiques, on n'a détecté du D4 que dans le petit lard des phoques au Danemark à une concentration de 12 ng/g (poids humide) (Norden, 2005). Les concentrations mesurées chez les poissons d'eau douce et de mer des sites d'échantillonnage situés en région urbaine et à proximité de SEEE étaient généralement comprises entre moins de 5 et 13 ng/g en poids humide, excepté pour un échantillon de foies de morues (composé de neuf foies) recueilli à proximité d'un centre-ville en Norvège, qui présentait une concentration plus élevée de D4 (70 ng/g en poids humide). Le programme de surveillance de l'environnement mené par le gouvernement norvégien a permis de confirmer que la même concentration de D4 était présente dans les foies de morues (NILU, 2007). Dans le cadre du même programme de surveillance, du D4 a également été détecté dans des moules communes, dans les foies et les filets de limandes à queue jaune et dans le contenu de l'estomac de morues de Norvège. Du D4 a par ailleurs été identifié dans des échantillons de poissons en Allemagne à des concentrations comprises entre 100 et 1000 ng/kg en poids humide (SEHSC, 2005). Il n'a en revanche pas été détecté en Suèdedans des échantillons de muscles de poissons (Kaj et al., 2005).

La présence de D4 dans le biote en Europe indique que malgré les faibles concentrations détectées, voire la non détection, de la substance dans l'habitat des poissons ou à proximité, le D4 est présent dans l'environnement pour l'absorption par le biote et l'accumulation dans celui-ci.

Tableau 11d. Concentrations de D4 dans le biote
Organisme Lieu et année Concentration Références
Zooplancton Lac Opeongo, parc provincial Algonquin, Ontario, Canada; octobre 2007 < 23,9 ng/g (l.d.) Powell, 2008
Foies de poissons d'eau de mer Pays du nordiques[1],
2002-2004
< 5 (l.d.) - 70 ng/g-p.h. Norden, 2005
Foies de poissons d'eau douce Pays du nordiques[2]; 2002 < 5 (l.d.) - 8,9 ng/g-p.h. Norden, 2005
Mammifères marins Pays du nordiques[3]; 2002 < 5 (l.d.) - 12 ng/g-p.h. Norden, 2005
ufs d'oiseaux de mer Pays du nordiques[4], 2000-2005 < 5 ng/g-p. h. (l.d.) Norden, 2005
Poissons Rhin[8], Allemagne 100 (l. q.) - 1 000 ng/g-p. h. SEHSC, 2005
Moules communes Norvège[5]; 2006 1,3-2,3 ng/g-p.h. NILU, 2007
Foies de limandes à queue jaune Norvège[6]; 2006 2,6 ng/g-p.h. NILU, 2007
Filets de limandes à queue jaune Norvège[6]; 2006 1,9 ng/g-p.h. NILU, 2007
Contenu de l'estomac de morues Norvège[7]; 2006 5,0-9,3 ng/g-p.h. NILU, 2007
Foies de morues Norvège[7]; 2006 81,2-134,4 ng/g-p.h. NILU, 2007
Poissons Rivière Rhine, Allemagne 100 (g.l.)-1000 ng/g
ww
SEHSC 2005

[1] Un total de 11 matrices d'échantillonnage pour les poissons d'eau de mer;
[2] Un total de 10 matrices d'échantillonnage pour les poissons d'eau douce;
[3] Un total de 7 matrices d'échantillonnage pour les mammifères marins;
[4] Un total de 17 matrices d'échantillonnage pour les ufs d'oiseaux de mer;
[5] Un total de 3 matrices d'échantillonnage pour les moules;
[6] Un total de 2 matrices d'échantillonnage pour la limande à queue jaune;
[7] Un total de 3 matrices d'échantillonnage pour la morue;
[8] Un total de 5 matrices de poisson a été prélevé dans le Rhin, un saumon danois identifié à un emplacement non spécifié ne présentait pas de D4 détectable;
p. h. = poids humide; l. d. = limite de détection; l. q. = limite de quantification

Caractérisation des risques pour l'environnement

La méthode de cette évaluation préalable écologique visait à étudier différentes informations probantes et à développer des conclusions en fonction d'une approche basée sur des preuves en prenant les précautions mentionnées au paragraphe 76.1 de la LCPE (1999). Une attention particulière a été accordée à l'analyse du quotient de risque, à la persistance, au potentiel de bioaccumulation, à la toxicité, aux sources et au devenir dans l'environnement.

Selon les renseignements disponibles, le D4 n'est pas persistant dans l'eau mais présente un potentiel de bioaccumulation dans les organismes aquatiques. Une évaluation quantitative du quotient de risque de l'exposition et des effets écologiques a donc été réalisée dans le cadre de l'évaluation de l'ensemble des données concernant le potentiel d'effets nocifs du D4.

Dans le milieu aquatique, des études expérimentales acceptables sur la toxicité aiguë et chronique du D4 ont fait l'objet d'un examen critique, puis ont été validées. Le D4 a présenté un taux de mortalité de 50 % chez les poissons au cours d'une étude de 14 jours à une concentration de 0,01 mg/l, mais n'a montré aucun effet à une concentration de 0,0044 mg/L lors d'un essai sur des poissons aux premiers stades de leur vie et lors d'un test de 14 jours. Aucun facteur d'application n'a été appliqué à la CL50 sous-chronique de 0,01 mg/L pour calculer l'extrapolationnécessaire pour obtenir un niveau sans effets pour plusieurs espèces sur le terrain. La concentration prévue sans effet observé (CPSEO) est donc de 0,0002 mg/L.

Le D4 a été soumis à une analyse du quotient de risque (QR) qui intégre le niveau d'exposition et un seuil de toxicité. Pour tenir compte du risque potentiel du D4 à l'échelle du Canada, on a déterminé une distribution établissant le profil des quotients de risque dans l'eau au niveau de plusieurs sites de rejet de la substance par l'industrie ou les consommateurs (c-à-d des stations municipales d'épurationdes eaux usées) a été déterminée. Ce type d'analyse fournit des éléments utiles à l'évaluation des risques d'une substance lorsqu'il est impossible d'établir totalement l'ensemble des emplacements géographiques des rejets effectués par l'activité industrielle et les consommateurs de cette substance.

En particulier lorsqu'une substance est utilisée dans divers secteurs industriels mais que les installations effectivement impliquées ne peuvent pas être identifiées, l'exposition en milieu aquatique peut être estimée pour tous les sites des installations ayant un lien avec ces secteurs. Par ailleurs, des informations concernant des rejets potentiels d'une utilisation des consommateurs peuvent être intégrées aux calculs. Une concentration prévue dans l'environnement (CPE) pour le milieu aquatique est déterminée en fonction des quantités utilisées identifiées à partir des présentations et estimations de la section 71 de l'enquête concernant les rejets effectués par l'activité industrielle et les consommateurs. L'eau réceptrice est un cours d'eau ou un lac, et un facteur de dilution basé sur la superficie de l'eau réceptrice (10 au maximum) est utilisé pour estimer les CPE. Le quotient de risque sur chaque site est ensuite déterminé pour la colonne d'eau. La distribution indique non seulement la proportion ou le nombre de sites dépassant le seuil, mais également l'ordre de grandeur de ce dépassement pour chaque site. Des informations complémentaires sur la méthode utilisée sont fournies dans le rapport d'Environnement Canada (2008b).

L'analyse des rejets des consommateurs se fonde sur une base de données répertoriant près de 1 000 lieux (ou sites) d'élimination municipaux représentant environ les deux tiers de la population canadienne. L'analyse des rejets industriels a été effectuée pour 61 sites liés à 87 installations industrielles identifiées par leur code NAICS comme des utilisateurs potentiels de D4. Au total, dans ces scénarios, 249 (env. 23,4 %) des sites d'élimination municipaux évalués au Canada présentent un risque pour les organismes aquatiques, avec des QR supérieurs à 1 (voir la figure 1). L'équation et les paramètres utilisées pour calculer la CPE dans les cours d'eau récepteurs sont décrites dans le rapport d'Environnement Canada (2008c).

Figure 1. Distribution du risque aquatique du D4 - Nombre de site (de 0 à 1000) par le quotient du risque (de 0.0001 à 100). Tendance à la hausse
Figure 1. Distribution du risque aquatique du D4 (n° CAS 556-67-2)

La valeur de log Koe pour le D4 (6,5) est dans l'élendue où la biodisponibilité pour le biote pélagique et benthique n'est pas significativement réduite et ne serait pas considérée « très-hydrophobe ». Une bioconcentration appréciable a été observée lors de tests de laboratoire optimisés et mesurés à partir de résidus de tissus, les valeurs provenant d'études de suivi sur le terrain suggèrent la possibilité pour que la charge corporelle atteigne des niveaux internes critiques peut ne pas être limitée par la biodisponibilité. Bien que la majorité des données sur la toxicité aigüe et chronique revues suggérent aucun effet dans des eaux saturés en niveaux de D4, des données limitées suggèrent que le D4 pourrait potentiellement ête hautement toxique pour des espèces aquatiques spécifiques à des stades sensibles de leur cycle de vie.

De grandes quantités de D4 sont importées au Canada. Ses utilisations suggèrent que ce produit chimique est rejeté dans l'environnement canadien de manière dispersive. Il a également été identifié comme persistant dans l'air et dans les sédiments, et présente un certain potentiel de bioaccumulation dans le biote. À la lumière de ces éléments et du risque estimé de rejet de D4 provenant des eaux usées municipales, l'exposition environnementale à long terme au D4 devrait avoir des effets nocifs sur les organismes aquatiques dans certains environnements canadiens. Ces indications permettent de conclure que le D4 présente un potentiel d'effets nocifs sur l'environnement.

Les propriétés physiques et chimiques, la bioconcentraion et le profile d'écotoxicité du D4 mènent à la base d'un consensus pour la méthode du poids de la preuve qu il est raisonable de conclure que le D4 a le potentiel de causer des dommages à l'envionnemment, particulièrement lors d'exposition à long terme le long des régions de déversement.

Incertitudes dans l'évaluation des risques écologiques

Le D4 est importé au Canada en grandes quantitées. Il est l'un des principaux composants du n° CAS 69430-24-6. Il est également présent dans les PDMS dans des proportions pouvant atteindre 3 %. Or, le CAS 69430-24-6 (cyclométhicone représentant le mélange) et les PDMS ne figurent pas sur la liste des substances contrôlées dans le cadre du Défi du gouvernement canadien lancé à l'industrie et aux autres parties intéressées (Canada, 2007). Bien qu'il soit établi que certaines sociétés ont déclaré divers  cVMS individuels dans le mélange dans le cadre de l'enquête, les quantités de ces substances importées au Canada et leurs utilisations en 2006 ne sont pas totalement connues, et leurs rejets dans l'environnement au pays ne sont pas entièrement pris en compte dans ce rpaport d'évaluation préalable.

Puisqu'on ne disposait d'aucune information relative aux rejets liés aux activités industrielles pour l'analyse de distribution du risque, il est considéré que les rejets dans les eaux usées sont répartis de manière uniforme entre les 64 sites industriels évalués. En réalité, certains sites industriels peuvent utiliser davantage de D4 que d'autres, ce qui génère des rejets plus importants dans les sites d'élimination municipaux associés à ces sites et donc un risque supérieur aux prévisions. Les concentrations de distribution dans l'analyse ont appliqué une dilution instantanée des effluents des stations d'épuration des eaux d'égout (SEEE) dans l'eau réceptrice, alors que dans des conditions environnementales réalistes, la dilution peut être progressive au-delà d'une certaine distance du site d'évacuation et la zone proche du point d'élimination d'une SEEE peut présenter un risque supérieur aux prévisions.

Les sédiments sont un sujet de préoccupation important concernant le D4. Les études de dégradation dans les sédiments ne sont pas exemptes d'incertitudes et l'extrapolation des demi-vies à faible température dans les sédiments selon les données d'hydrolyse peut également contribuer à l'incertitude globale concernant la persistance dans les sédiments. Les données limitées relatives au potentiel de bioaccumulation dans ce milieu ajoutent également à l'incertitude globale de l'évaluation écologique.

Les données disponibles concernant la bioconcentration, ainsi que les valeurs du facteur de bioamplification et d'accumulation dans les sédiments pour le D4 sont contradictoires. On note un manque de données de terrain sur le potentiel de bioaccumulation par la chaîne alimentaire et chez les organismes non aquatiques.

Les données de surveillance environnementale au Canada et ailleurs sont limitées. L'échantillonnage et les méthodes analytiques sont encore en cours de développement. La contamination des échantillons est un problème possible pour la surveillance environnementale en raison des nombreuses utilisations du D4. Les données disponibles sur les concentrations environnementales de D4 dans le biote et dans les eaux de surface au Canada sont limitées et peu de concentrations environnementales ont été signalées pour des régions à l'extérieur des zones urbaines du pays. Pour ces raisons, le présent rapport utilise des données de surveillance de pays européens. La surveillance a cependant également été identifiée comme un élément essentiel du plan de gestion des substances chimiques au Canada et le D4 a été pris en compte pour la surveillance environnementale dans le cadre de ce programme. On pense que la surveillance environnementale contribuera à une meilleure compréhension de la présence environnementale et du potentiel réel d'accumulation de la substance dans l'environnement.

Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

La section « Évaluation de l'exposition de l'environnement » de ce rapport présente les données sur les concentrations de D4 détectées dans les milieux naturels, notamment dans l'air ambiant à proximité et à distance des sources ponctuelles, des eaux de surface, des sédiments, des boues d'épuration et du biote. Les données non publiées du Canada incluent des mesures des biogaz dans les décharges (communication personnelle, Environnement Canada, Centre de technologie environnementale, 2007; ne figure pas dans les références); des mesures dans l'air à proximité et à distance de sources ponctuelles (communication personnelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures, 2007; ne figure pas dans les références); des mesures dans l'air et les affluents et effluents de stations d'épuration des eaux usées (communication personnelle, Environnement Canada, Centre canadien des eaux intérieures; ne figure pas dans les références) ainsi que des mesures dans les sédiments des Grands Lacs (Powell et Kozerski, 2007). De nombreuses analyses de siloxanes volatils ont généré des résultats incohérents en raison de la contamination des échantillons pendant la collecte et l'analyse, responsable de la détection de siloxanes dans les blancs, à des concentrations dans certains cas comparables à celles des échantillons prélevés à proximité de sources ponctuelles. Le Conseil des ministres des pays nordiques et l'Institut de recherche environnementale de la Suède ont publié les résultats de vastes campagnes d'échantillonnage et de mesure des siloxanes dans les milieux naturels en Scandinavie (Norden, 2005; Kaj et al., 2005). De2002 et 2004, une enquête a été menée sur les composés organiques volatils dans l'air des habitations, notamment sur les siloxanes décelés dans des maisons à Syracuse (état de New York), aux États-Unis (NYIEQ, 2005). Les données de ces rapports, considérées comme fiables, on été utilisées pour calculer les limites supérieures estimées de l'exposition aux siloxanes dans l'air, l'eau et le sol pour la population du Canada.

L'annexe 1 présente les limites supérieures estimées de l'absorption quotidienne de D4 pour six groupes d'âge de la population canadienne. Les valeurs estimées de l'absorption à partir des milieux naturels et du régime alimentaire sont comprises entre 43,6 et 132,5 µg/kg-p. c./j., (kilogramme de poids corporel par jour) respectivement pour les adultes âgés de 60 ans et plus, et les enfants de six mois à quatre ans. Selon une étude portant sur quelque 130 habitations menée à Syracuse (New York), au cours de laquelle du D4 a été détecté dans 15 % des maisons, la contribution la plus significative à l'absorption quotidienne due aux milieux naturels est l'inhalation d'air intérieur. Au cours de cette étude, la concentration moyenne de D4 dans l'air intérieur mesurée dans les habitations était de 32,5 µg/m3 et la concentration maximale de 249 µg/m3 (NYIEQ, 2005). Pour comparer l'exposition par inhalation estimée à la concentration à effet critique pour l'inhalation du D4, on a calculé une concentration moyenne dans l'air pondérée en fonction du temps, fondée sur des concentrations maximales de D4 dans l'air intérieur et ambiant de 218 µg/m3, compte tenu du taux d'occupation des milieux intérieurs et extérieurs (courrier électronique de Santé Canada, Division des statistiques biologiques, janvier 2008; ne figure pas dans les références).

La confiance dans la limite supérieure estimée de l'exposition au D4 dans les milieux naturels et dans le régime alimentaire est modérée. Aucune donnée canadienne n'a été utilisée, mais des données d'études effectuées en Scandinavie et aux États-Unis étaient disponibles pour l'air ambiant et intérieur, l'eau et le sol. L'utilisation d'une limite réglementaire pour le diméthylpolysiloxane dans un quart des produits laitiers et la moitié des aliments transformés peut causer une surestimation de la contribution alimentaire à l'exposition totale, mais la contribution estimée de tous les aliments à l'exposition est inférieure à 1 % de celle de l'air.

À l'aide de ConsExpo 4.1, un logiciel conçu pour estimer l'exposition aux produits de consommation, la dose potentielle absorbée de D4 par l'utilisation de produits d'hygiène pour les hommes et les femmes qui utilisent des produits de soins de la peau, des produits capillaires et des antitranspirants. Les fabricants de produits d'hygiène doivent signaler à Santé Canada les concentrations de siloxanes, au sein de vastes plages, notamment pour le D4 et les polydiméthylcyclosiloxanes, appelés cyclométhicone dans l'industrie des produits d'hygièneNote de bas de page 1. Santé Canada a été informé qu'environ 100 produits cosmétiques contiennent du D4 et qu'environ 6 000  contiennent du cyclométhicone ou des mélanges de ce dernier (SDC, 2007). Lorsque la formulation d'un produit indiquait uniquement la présence de cyclométhicone et non de D4, il a été considéré que le cyclométhicone était composé à 100 % de D4. Les données sur la concentration de D4 dans les produits d'hygiène ont été obtenues principalement à partir des renseignements fournis par l'industrie canadienne (Environnement Canada, 2007) et complétées par des renseignements issus d'autres sources indiquées dans l'annexe 2. On a supposé que 90 % d'un produit appliqué sur la peau s'évaporaient au cours de l'utilisation et n'étaient donc pas disponibles pour l'absorption cutanée. Cette valeur se base sur une observation expérimentale selon laquelle 88 à 95 % du D4 s'évaporent de la peau en 24 heures (Jovanovic et al., 2008 ; Zareba et al., 2002). On fait une distinction entre les produits qui sont retirés de la peau par lavage et ceux qui restent sur le corps. D'autres hypothèses sont signalées dans l'annexe 2. L'annexe 2 présente les résultats d'un exemple de calcul pour l'application d'une lotion corporelle et les tableaux 1 et 2 une synthèse relative à la dose absorbée estimée due à l'utilisation de produits d'hygiène par les femmes et les hommes. Pour les femmes, la dose d'absorption quotidienne possible maximale due aux produits d'hygiène modélisés, cumulée pour l'exposition par inhalation et par voie cutanée et orale, est estimée à 0,243 mg/kg-p. c./j. Pour les hommes, la dose est de 0,041 mg/kg-p. c./j. Ces estimations montrent que pour la gamme de produits d'hygiène étudiée, la dose absorbée par les femmes est largement supérieure à celle absorbée par les hommes, car les femmes ont tendance à utiliser davantage de produits qui restent sur la peau. L'utilisation de produits d'hygiène par les enfants n'a pas été modélisée à cause de l'absence de profil d'utilisation de ces produits pour ce groupement de population.

Une évaluation de l'exposition au D4, notamment pour les utilisations de produits d'hygiène, a été présentée au gouvernement du Canada dans le cadre du Défi (SEHSC, 2007d). La méthodologie est différente de celle utilisée dans les tableaux 1 et 2 de l'annexe 2 car elle fait appel à une analyse probabiliste (Monte Carlo) et regroupe les expositions de la population à toutes les sources (notamment les produits d'hygiène) et voies d'exposition (par inhalation, par voie cutanée et par ingestion). On a caractérisé la contribution de l'utilisation des produits d'hygiène à l'exposition totale par plusieurs voies (par inhalation, voie cutanée et ingestion), puis calculé le total pour obtenir une estimation de l'exposition cumulée. Étant donné que le D4 et le D6 ont été utilisés en tant que composés analogues pour déterminer la toxicité orale du D5, ce dernier est utilisé ici comme substitut pour valider l'évaluation d'exposition probabiliste pour le D4. Une évaluation probabiliste de l'exposition pour le D5 a donc été présentée au gouvernement du Canada dans le cadre du programme du Défi (SEHSC, 2008a). Une étude indépendante de l'évaluation probabiliste présentée a conclu que cette évaluation portait sur l'exposition pour les groupes d'utilisateurs et de non-utilisateurs (voir annexe 4). Les données ont été réanalysées en fonction des groupes d'utilisateurs afin de comparer les résultats à ceux de l'évaluation déterministe de l'exposition au cours de cette évaluation préalable. Les valeurs probabilistes de l'exposition pour les femmes adultes (groupe d'adultes le plus fortement exposé) basées uniquement sur les groupes d'utilisateurs étaient 10 à 16 fois inférieures aux valeurs déterministes présentées pour le D5. Ainsi, en utilisant le D5 comme composé analogue pour déterminer des valeurs d'exposition probabilistes du D4, on s'attend à ce que les valeurs probabilistes d'exposition pour les femmes adultes (groupe d'adultes le plus fortement exposé) soient 10 à 16 fois inférieures aux valeurs déterministes présentées dans le tableau 1 de l'annexe 2.  Il est à noter qu'en raison des exigences relatives à l'analyse détaillée et à la validation des valeurs obtenues au cours d'évaluations probabilistes de l'exposition, ces valeurs se situent normalement hors de portée pour la composante « exposition » d'une évaluation préalable.

Les valeurs probabilistes d'exposition au D5 pour les enfants de 0 à 6 mois (le groupe d'enfants le plus fortement exposé), basées uniquement sur les groupes d'utilisateurs, se situaient entre 0,016 et 0,032 mg/kg-p. c./j. (voir annexe 4). La comparaison avec une évaluation déterministe de l'exposition pour les enfants était impossible en raison du manque de données sur l'utilisation du produit, qui étaient nécessaires à la modélisation d'exposition pour les enfants lors d'une évaluation déterministe de l'exposition. Les valeurs probabilistes de l'exposition pour les enfants sont 5 à 10 fois inférieures aux valeurs déterministes d'exposition au D5 pour les femmes adultes. Ainsi, en utilisant le D5 comme composé analogue pour déterminer des valeurs d'exposition probabilistes pour le D4, on s'attend à ce les valeurs probabilistes d'exposition pour les enfants soient 5 à 10 fois inférieures aux valeurs d'exposition déterministes chez les femmes adultes pour le D4.

La contribution d'autres types de produits de consommation comme les revêtements de surface, les produits de calfeutrage et les nettoyants à l'exposition quotidienne due aux utilisations quotidiennes a été jugée beaucoup plus faible; ces produits n'ont donc pas été pris en compte pour la modélisation de la dose quotidienne dans les scénarios d'exposition des consommateurs. Les produits d'hygiène et d'autres produits de consommation comme les revêtements de surface, les produits de calfeutrage et les nettoyants contribuent aux concentrations de D4 dans l'air intérieur et ambiant, et ainsi à l'exposition par inhalation. La contribution de tous les produits de consommation à l'exposition totale des personnes exposées à des sources hors du milieu de travail a été évaluée à partir de l'air intérieur avec le modèle d'exposition de l'environnement à plusieurs milieux examiné ci-dessus dans cette section.

Il est possible de comparer la dose absorbée estimée due à l'utilisation de produits d'hygiène et la limite supérieure estimée de l'exposition liée aux milieux naturels et au régime alimentaire en convertissant l'exposition estimée en dose absorbée estimée. On utilise pour cela le taux de 12 %, qui représente la dose absorbée par inhalation (Utell et al., 1998; SCCP, 2005) et le taux de 52 % pour l'absorption par ingestion (Dow Corning, 1998b). Le rapport entre la dose absorbée estimée pour les femmes liée à l'utilisation de produits d'hygiène et la dose estimée liée aux milieux naturels et au régime alimentaire (tableau 1 de l'annexe 1) est de 243 µg/kg p. c./j pour 6,24 µg/kg p. c./j, soit 39:1. Le rapport est largement inférieur pour les hommes adultes qui utilisent des produits d'hygiène : environ 7:1.

Le niveau de confiance dans la dose absorbée estimée de D4 par l'utilisation de produits d'hygiène est modéré à faible. Toutes les valeurs estimées ont été obtenues à l'aide de modèles et de données sur les profils d'utilisation provenant d'études réalisées dans d'autres pays que le Canada. Les réponses à un avis publié conformément à l'article 71 de la LCPE (1999) indiquent que le D5 était plus fréquemment utilisé que le D4 dans les produits d'hygiène au Canada en 2006 (Environnement Canada, 2007). Ce chiffre concorde avec les informations qualitatives selon lesquelles dans le secteur des produits d'hygiène, le D5 a largement remplacé le D4 dans les formulations (Environnement Canada, 2007; SEHSC, 2007a). Les doses absorbées estimées de D4 dues à l'utilisation de produits d'hygiène ont été définies en considérant que chaque produit modélisé contenait du D4 à la concentration indiquée. Cette approche peut entraîner une surestimation de la dose absorbée.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 3 présente une synthèse des données disponibles concernant les effets sur la santé de l'octaméthylcyclotétrasiloxane (D4).

La Commission européenne a classifié le D4 dans la catégorie 3 à cause de sa toxicité sur le plan de la reproduction (risque possible d'une baisse de la fertilité) [Commission européenne, 2001; ESIS, 2007]. Cette classification reposait sur ses effets observés sur la reproduction chez les rats après une exposition par inhalation. Plus particulièrement, on a noté que l'exposition par inhalation au D4 chez des rats femelles à l'approche de l'accouplement cause une réduction liée à la dose du nombre de corps jaunes et de sites d'implantation, ainsi que de la taille des portées. Ces effets surviennent en l'absence de toxicité marquée chez les mères (Commission européenne, 2006). De plus, l'Agence de protection de l'environnement du Danemark a noté que l'un des effets critiques du D4 était une baisse de la fertilité, selon les mêmes études de toxicité par inhalation chez les rats (Lassen et al., 2005).

Lorsque des rats femelles étaient exposés à 3 600 mg/m3 (300 ppm) et plus de D4 28 jours avant l'accouplement jusqu'au jour de gestation 19, période de l'accouplement comprise, on observait une diminution significative du nombre de corps jaunes. À des doses supérieures [6 100 mg/m3 (500 ppm) et 8 500 mg/m3(700 ppm)], on a noté des diminutions significatives du nombre de sites d'implantation et de ftus viables, ainsi qu'une augmentation non significative des résorptions précoces et des pertes post-implantation. On a observé des effets semblables lorsque les rats femelles étaient exposés à 8 500 mg/m3 (700 ppm) de D4 pendant la phase de la fertilisation (3 jours avant l'accouplement jusqu'au jour de gestation 3, période de l'accouplement comprise). On a noté un taux réduit de fécondation chez les femelles exposées à 700 ppm de D4 pendant 6 heures un jour avant l'accouplement (Meeks et al., 2007). Selon cette évaluation, la valeur de 3 600 mg/m3 est considérée comme une concentration à effet critique pour les effets sur la reproduction de l'exposition par inhalation.

À des concentrations d'exposition de 6 100 mg/m3(500 ppm) et plus au cours d'une étude de toxicité pour la reproduction portant sur deux générations, on a constaté une diminution de la taille moyenne des portées et du nombre de ratons nés chez les rats F0 et F1, ainsi que du nombre de portées pour la génération F1. De plus, chez plusieurs femelles F0 des groupes de traitement de 6 100 mg/m3(500 ppm) et de 8 500 mg/m3(700 ppm), on a noté également de nombreux cas de période de parturition prolongée et de dystocie, entraînant la mort dans deux cas. À 8 500 mg/m3(700 ppm), on a noté une diminution du nombre de sites d'implantation chez les rats F0. À cette concentration il y aussi eu une augmentation de la longueur moyenne du cycle stral et du temps de gestation, ainsi qu'une diminution des indices d'accouplement et de fertilité chez les rats F1 (Siddiqui et al., 2007).

On n'a observé de changements significatifs pour aucun des paramètres de la reproduction lorsque des rats femelles étaient exposés à 8 500 mg/m3 (700 ppm) de D4 seulement pendant la phase ovarienne (exposition quotidienne pendant 28 jours, suivis de 3 jours sans traitement avant l'accouplement), pendant la phase d'implantation (exposition quotidienne aux jours de gestation 2 à 5), pendant la période post-accouplement (exposition quotidienne aux jours de gestation 0 à 2), ou après des expositions uniques de 6 heures aux jours 1, 2, 3 ou 4 avant l'accouplement ou au jour de gestation 0, 1 ou 2 (Meeks et al., 2007).

Au cours d'une étude de toxicité par voie orale sur le développement destinée à établir les limites pour les lapins, on a noté un accroissement des avortements spontanés à 500 mg/kg p. c./j et plus, ainsi qu'une augmentation des pertes post-implantation et une diminution du nombre de ftus vivants à 1 000 mg/kg p. c./j. Il s'agissait vraisemblablement d'effets secondaires dus à une certaine toxicité chez les mères observée à 50 mg/kg p. c./j et plus. Aucun signe de tératogénicité n'a été noté dans cette étude, ni dans d'autres études de toxicité pour le développement (IRDC, 1993a, 1993b, 1993c; GSPA, 1991).

Dans une étude d'inhalation combinée pour la toxicité chronique et la cancérogénicité du D4 chez des rats mâles et femelles pouvant durer jusqu'à deux ans, on a observé des adénomes utérins (endométriaux) et des cas d'hyperplasie à la dose la plus élevée de 8 500 mg/m3, soit 700 ppm (Dow Corning, 2004). Bien que le Silicones Environmental, Health and Safety Council (SEHSC, 2007d) ait soutenu que les adénomes endométriaux et les cas d'hyperplasie ne sont pas pertinents pour les humains, cette position n'a pas encore reçu l'appui d'examens étrangers à cause de l'absence d'analyse exhaustive du mode d'action. On a aussi observé une incidence accrue de leucémie des cellules mononucléaires chez les témoins et les rats mâles traités. Toutefois, ce type de tumeur est propre aux rats et il n'est commun que chez les rats F344 (Caldwell, 1999). On n'a trouvé aucune donnée démontrant la génotoxicité liée au traitement dans une vaste gamme d'épreuves in vitroetin vivo (voir annexe 3).

Des études sur le D4 chez les rats ont permis d'établir que le foie était l'organe cible le plus sensible. La dose minimale avec effet observé (DMEO) pour l'exposition par voie orale était de 5 mg/kg p. c./j selon une augmentation des enzymes du foie (PROD, CYP2B1/2 et CYP3A1/2) observée au cours de deux études de gavage à court terme (Zhang et al., 2000; Falany et Li, 2005). À des doses expérimentales plus élevées (supérieures ou égales à 20 mg/kg p. c./j) au cours d'études de toxicité à court terme par voie orale, le poids relatif du foie était notablement plus élevé (Zhang et al., 2000; Falany et Li, 2005; Dow Corning, 1990, Dow Corning, 1997c). Bien qu'on ait observé une augmentation du poids relatif du foie uniquement chez les rats femelles à 20 mg/kg p. c./j et plus (Zhanget al., 2000), on a aussi noté ce phénomène à 25 mg/kg p. c./j et plus chez des rats des deux sexes au cours d'une étude de toxicité par voie orale de 14 jours (Dow Corning, 1990). Des effets sur le foie (profil lobulaire accentué du foie) ont également été observés au cours d'une étude de toxicité par voie orale de 14 jours chez les lapins à 1 000 mg/kg p. c./j (Dow Corning, 1992). De plus, on a observé une diminution du poids corporel ftal et du poids relatif du foie chez des ftus de rats lorsque des rats femelles gravides recevaient une dose de 100 mg/kg p. c./j au cours d'études de 8 jours (Falany et Li, 2005), et chez des rats adultes, une diminution du poids corporel et de la taille du thymus à des doses de 500 mg/kg p. c./j et plus (Dow Corning, 1992; IRDC, 1993a).

Les poids relatif et/ou absolu du foie augmentaient après des études de toxicité par inhalation à court terme et à long terme (voir annexe 3). Selon certaines études, ces augmentations étaient précédées de cas d'induction des cellules enzymatiques du foie et/ou de la prolifération des cellules à des doses inférieures. Il semble que l'augmentation du poids du foie puisse être associée à des cas d'hypertrophie centrilobulaire chez les rats mâles traités à 700 ppm au cours d'une étude de 6 mois (Dow Corning, 2004). Au cours d'une étude par inhalation sur la reproduction chez les rats, on a noté une hypertrophie accrue des hépatocytes chez les femelles F1 à 6 100 et 8 500 mg/m3 et chez les mâles F1 à 8 500 mg/m3. On a par ailleurs constaté un accroissement des pigments dans le foie et des cas d'hyperplasie du canal cholédoque chez les mâles F1 à 8 500 mg/m3. Le Scientific Committee on Consumer Products (SCCP, 2005) a conclu que l'augmentation du poids du foie avec l'hypertrophie des hépatocytes centrilobulaires devrait être attribuée à un effet de type phénobarbital, qui induit les enzymes P450 du cytochrome hépatique chez les rats et qui est réversible (quand l'exposition cesse), sans être associé à une hépatotoxicité déclarée. Il a aussi conclu que la légère induction des enzymes correspond à une réponse adaptive à des xénobiotiques. Zhang (2000) a noté une induction accrue des enzymes du foie (CYP3A1/2) due au D4, qui était supérieure à celle causée par le phénobarbital, au cours d'une étude de toxicité par voie orale de 4 jours chez les rats. Il a conclu que bien que cet effet soit semblable à une induction de type phénobarbital causée par la série d'enzymes CYP2B, il semble indiquer qu'il peut y avoir d'importantes différences mécanistes dans l'induction causée par le D4. Toutefois, Falany et Li (2005) ont aussi noté une induction accrue des enzymes du foie (CYP3A1/2) par le D4 au cours d'une étude de 8 jours chez les rats, mais suggèrent que ce phénomène fait partie de l'induction de type phénobarbital due à l'induction connexe des enzymes CYP2B et PROD. Par conséquent, il n'a pas été jugé utile de déterminer des concentrations à effet nocif fondées sur la seule induction des enzymes.

Comme il est impossible de déterminer avec certitude si l'augmentation du poids du foie due au traitement au D4 constitue un effet d'adaptation ou un effet nocif, cette augmentation faisant suite à l'administration de D4 a été étudiée conjointement avec les effets observés dans d'autres systèmes d'organes à des concentrations ou doses similaires de cette substance.

Plusieurs études ont porté sur le potentiel strogène et androgène du D4. Une épreuve utérotrophique a mis en évidence une augmentation du poids de l'utérus et de la hauteur utérine des cellules épithéliales (jusqu'à 30 µm) causée par le D4 à des doses de 250 mg/kg p. c./j et plus chez les rats (McKim et al., 2001a). McKim et al. (2001a) ont conclu que le D4 présentait une faible activité strogénique et antistrogénique dans cette épreuve. Des études effectuées par Quinn et al. (2007a) chez des rats exposés au D4 par inhalation, dans le cadre des travaux sur les substances se liant aux récepteurs et d'une épreuve sur le gène rapporteur luciférase, ont aussi indiqué une faible activité strogénique qui dépend de la dose. Chez les souris, les concentrations d'stradiol sérique ont diminué à des doses orales de 100 mg/kg p. c./j et plus (études de 7 jours). Chez des souris ovariectomisées, on a noté une augmentation du poids de l'utérus à des doses de 250 mg/kg p. c./j et plus, et l'activité utérine de la peroxydase augmentait à 1 000 mg/kg p. c./j au cours d'études de 3 jours (He et al., 2003). Comme indiqué ci-dessus, la diminution du poids corporel et du poids relatif du foie a été observée à des doses de 100 mg/kg p. c./j chez les ftus au cours d'études de toxicité par voie orale de 8 jours effectuées chez des rats femelles gravides. Le D4 n'a pas entraîné d'augmentation du poids des organes reproducteurs après une exposition par inhalation pendant 10 jours chez des rats mâles traités à 8 500 mg/m3, ce qui indique donc un potentiel androgène négatif (Quinn et al., 2007a ,2007b). Selon des études de toxicité par voie orale de 7 jours chez les souris et des études comparables de 8 jours chez les rats, on estime à 100 mg/kg p. c./j la concentration à effet critique pour des expositions par voie orale à doses répétées dans cette évaluation.

La concentration minimale avec effet observé (CMEO) pour l'exposition par inhalation était de 85 mg/m3(7 ppm), selon une augmentation statistiquement significative des cellules hépatiques CYP2B1/2 et de la prolifération des cellules du foie au cours d'une étude de 5 jours chez les rats (Dow Corning, 1999; Dow Corning, 2002; McKim et al., 2001b). À des doses supérieures (supérieures ou égales à 240 mg/m3[20 ppm]) administrées au cours d'études à court et à long terme, les effets supplémentaires incluaient notamment une augmentation du poids du foie et des reins, des cas de néphropathie et des changements réversibles du poids d'autres organes (utérus, hypophyse, surrénales, thymus, poumons et ovaires), ainsi que des changements histopathologiques dans les poumons (augmentation des histiocytoses alvéolaires focales) et dans les organes reproducteurs des femelles. On n'a observé aucun changement histopathologique dans le foie, les reins ou l'hypophyse (Dow Corning, 1999; 2002, 2004; McKim et al., 1998, 2001b; Klykken et al., 1999; McKim et al., 1998; Dow Corning, 2004; Burns-Naas et al., 2002). Au cours d'une étude d'inhalation de 3 mois chez les rats, on a établi que la CMEO était de 420 mg/m3 (35 ppm), selon une augmentation du poids absolu (20 %) et relatif (22 %) du foie, une augmentation du poids absolu et relatif (17 %) des surrénales et une diminution des poids absolu et relatif (17 %) du thymus chez les femelles, et à cause de foyers de macrophages alvéolaires et de l'inflammation interstitielle chronique des poumons chez les deux sexes (Burns-Naas et al., 2002; Dow Corning, 1995b). On a calculé des CMEO de 360 mg/m3(30 ppm) et de 1 800 mg/m3(150 ppm) respectivement au cours d'études de 6 mois et de 24 mois chez les rats, selon une augmentation du poids du foie pour ces deux études (Dow Corning, 2004). Dans cette évaluation, la valeur de 420 mg/m3est considérée comme une concentration à effet critique pour les expositions par inhalation à doses répétées.

Nous disposions de peu de données sur la toxicité du D4 chez les humains. Une étude randomisée à double insu avec des volontaires (8 hommes et 4 femmes), exposés à 10 ppm de vapeur de D4 (120 mg/m3) par la bouche pendant une heure, n'a mis en évidence aucun changement de la fonction pulmonaire. La clairance du sang était non linéaire, avec une demi-vie d'élimination de 330 minutes. Le dépôt de D4 pour la respiration par le nez et par la bouche (ventilation au repos) a également été mesuré chez 8 autres sujets. La moyenne globale d'absorption du D4 était de 12 % (Utell et al., 1998). Dans une autre étude, 6 autres volontaires ont été exposés à 10 ppm de vapeur de D4 (120 mg/m3) par la bouche pendant une heure en alternant des périodes de repos et d'exercice. 13 % de la dose absorbée étaient éliminés par exhalation 30 minutes après l'exposition et les concentrations sanguines de D4 diminuaient rapidement en raison de l'exhalation et du métabolisme (16 % de la dose absorbée dans le plasma un jour après l'exposition). Une étude croisée à double insu réalisée avec groupe témoin recevant un placebo, au cours de laquelle des volontaires (nombre et sexe non déclarés) ont été exposés par voie orale à 12 mg/j de D4 pendant 14 jours, n'a mis en évidence aucun effet immunotoxique ou effet adjuvant proinflammatoire (Dow Corning, 1998c).

Des études validées (SCCP, 2005) sur la peau humaine semblent indiquer que la limite supérieure de l'absorption cutanée est de 0,94 % de la dose de D4 appliquée.

La confiance dans la base de données de toxicité est modérée à élevée car les informations disponibles étaient suffisantes pour examiner les effets susceptibles d'être préoccupants et déterminer les paramètres critiques d'après les données sur l'exposition par voie orale et par inhalation. Les renseignements probants pertinents étaient également suffisants. Toutefois, on note un manque d'études par voie cutanée et parfois par voie orale pour certains paramètres (études de cancérogénicité/toxicité sous-chronique et chronique et études sur la reproduction et le développement).

Bien qu'une analyse poussée du mode d'action du D4 n'entre pas dans le cadre de la présente évaluation préalable, il est reconnu qu'un effet strogénique ou un effet indirect peut contribuer à la toxicité de cette substance pour la reproduction (Lassen et al., 2005). Cette toxicité du D4 a été associée au blocage de la libération de l'hormone lutéinisante chez les rats, et la pertinence de ce mécanisme pour les humains est un domaine qui soulève des incertitudes en raison des opinions divergentes exprimées par le Scientific Committee on Consumer Products (SCCP, 2005), le Silicones Environmental Health and Safety Council (SEHSC, 2007d) et la Commission européenne (2006, 2007).

Caractérisation des risques pour la santé humaine

L'altération de la fertilité a été identifiée comme un effet important de l'exposition au D4, principalement sur des évaluations fondées sur des preuves de la Commission européenne et de la Direction générale de protection de l'environnement du Danemark. Cependant, cette dernière a également établi que le poumon était un organe cible pour les expositions au D4. Bien qu'on ait déterminé des valeurs de concentration avec effet minimal au cours d'autres études à dose répétée (85 mg/m3 selon une étude de 5 jours chez les rats et 360 mg/m3 selon une étude de 6 mois chez les rats), les effets observés (augmentation du poids du foie et induction des enzymes du foie) n'ont pas été jugés nocifs en raison de certains signes indiquant la réversibilité des changements du poids du foie chez les rats, qui n'étaient pas associés à d'autres signes d'hépatotoxicité. Compte tenu de plusieurs effets incluant l'augmentation du poids du foie et des surrénales, la diminution du poids du thymus, ainsi que les foyers de macrophages alvéolaires et l'inflammation interstitielle chronique des poumons, au cours d'une étude d'inhalation de 3 mois chez les rats, on estime que la concentration à effet critique pour la toxicité des doses répétées par inhalation est de 420 mg/m3. Cette concentration permet aussi d'assurer une protection contre les effets pour la reproduction comme ceux observés à des doses beaucoup plus élevées (supérieures ou égales à 3 600 mg/kg p. c./j) chez les rats. Ainsi, la comparaison de la concentration à effet critique pour les effets des doses répétées par inhalation (420 mg/m3) et de la limite supérieure d'exposition prudente estimée par inhalation pour le D4 (249 µg/m3) donne une marge d'exposition d'environ 1 700. On estime donc que les marges d'exposition pour les effets des doses répétées et l'exposition due aux milieux naturels pour la population sont adéquates pour prendre en compte les incertitudes dans les bases de données sur l'exposition et les effets. Les marges d'exposition fondées sur les produits de consommation sont examinées ci-dessous dans le contexte de l'exposition par inhalation et par voies cutanée et orale combinées.

L'évaluation de la Commission européenne a mis l'accent sur l'inhalation, mais celle de la Direction générale de protection de l'environnement du Danemark n'a pas fait de distinction entre les voies d'exposition. Ainsi, on considère qu'il est prudent d'établir une concentration à effet critique pour l'exposition par voie orale étant donné que seule une quantité limitée de données sur la toxicité par voie orale était disponible. Comme indiqué ci-dessus, la concentration à effet critique pour la toxicité des doses répétées est estimée à 100 mg/kg p. c./j. par voie orale. Cette valeur est basée sur des taux plus faibles d'stradiol sérique au cours d'une étude de 7 jours chez les souris et sur une diminution du poids corporel et du poids relatif du foie chez les ftus au cours d'une étude de 8 jours chez les rats (D4 administré à des femelles gravides).

La comparaison de la concentration à effet critique pour les doses répétées par voie orale (100 mg/kg p. c./j.) et de la limite supérieure estimée pour l'absorption quotidienne de D4 par la population canadienne donne une marge d'exposition d'environ 5 800. Cette valeur est fondée sur l'ajustement de la contribution de l'inhalation à l'absorption quotidienne par une valeur d'absorption par inhalation de 12 %, ce qui donne une valeur d'exposition systémique de 17,3 µg/kg p. c./j.

On a corrigé la dose absorbée apparente de 0,25 mg/kg p. c./j pour les produits d'hygiène, qui tient compte des facteurs d'absorption pour l'exposition par voies cutanée et orale et par inhalation (tableau 1 de l'annexe 2) en appliquant les réciproques des facteurs oraux pour calculer la dose équivalente de 0,30 mg/kg p. c./j. On a ensuite comparé cette limite supérieure estimée de 0,30 mg/kg p. c./j à la dose à effet critique pour les effets des doses répétées par voie orale (100 mg/kg p. c./j) et obtenu une marge d'exposition d'environ 330 pour les scénarios relatifs aux produits d'hygiène. Toutefois, on considère que les estimations de l'exposition présentées ci-dessus surestiment l'exposition réelle fondée sur une évaluation probabiliste présentée et sur des renseignements indiquant que le pourcentage de produits d'hygiène commercialisés au Canada contenant du D4 pourrait être inférieur à celui utilisé pour estimer les valeurs d'exposition. D'après les valeurs dérivées d'une étude indépendante de l'évaluation probabiliste de l'exposition pour le D5, qui est considérée comme un substitut de l'évaluation probabiliste de l'exposition pour le D4, il semble que la marge d'exposition pour l'utilisation de produits d'hygiène serait au moins 10 fois plus élevée chez les adultes et 5 fois plus élevée chez les enfants que la marge indiquée ci-dessus (c'est-à-dire > 1 500). D'après les considérations ci-dessus, notamment en ce qui concerne l'étendue de sa base de données, on estime que le D4 ne répond pas aux critères de l'alinéa 64(c) de la LCPE (1999).

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine

L'analyse complète du mécanisme d'action du D4 et les différences possibles entre la sensibilité des humains et celle des animaux de laboratoire aux effets de cette substance n'entrent pas dans le cadre de cette évaluation préalable. Il existe des incertitudes concernant le mécanisme de toxicité pour la reproduction et le mécanisme d'action entraînant des effets sur le foie après une exposition par inhalation ou par voie orale. De plus, en raison du manque d'études sur la voie cutanée pour certains paramètres, on ne peut déterminer clairement les effets propres à cette voie d'exposition après une administration cutanée de la substance.

Bien que des données sur l'absorption par inhalation (Reddyet al., 2003) et sur l'absorption cutanée (Jovanovicet al., 2007; Reddyet al., 2007) obtenues à l'aide de modèles pharmacocinétiques fondés sur des données physiologiques aient été publiées, on considère que les résultats de ces modèles n'entrent pas dans le cadre de cette évaluation préalable. Seules des données expérimentales sur l'absorption ont donc été utilisées aux fins de cette évaluation.

L'estimation de l'exposition et de la dose systémique est incertaine en raison de l'utilisation de la modélisation et du manque de données canadiennes. L'utilisation de modèles et le choix des variables liées à l'utilisation de produits de consommation, notamment la quantité et la fréquence de leur utilisation, la fraction absorbée et les paramètres environnementaux sont également incertains.

La présente évaluation n'examine pas les effets des expositions cumulatives aux cyclosiloxanes dans les polydiméthylsiloxanes (PDMS). Le D5 et le D6 font toutefois l'objet d'évaluations distinctes.

Conclusion

Selon les informations contenues dans la présente évaluation préalable sur le potentiel d'effets nocifs du D4 à causer des dommages à l'environnement, on peut conclure que le D4 pénètre ou pourrait pénétrer dans l'environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique.

Selon les informations disponibles sur son potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine, on conclut que le D4 ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour la vie ou la santé humaines au Canada.

On conclut donc que le D4 répond à la définition de « substance toxique » telle que décrite à l'alinéa 64a de la LCPE (1999). Il est également conclu que le D4 rencontre les critères de persistance et la bioaccumualtion tel que décrit dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.Toutefois, il n'est pas possible de conclure que le D4 rencontre le critère de bioaccumulation, considérant les évidences contradictoire présentées dans ce rapport d'évaluation prélable.

La conclusion de cette évaluation préalable est basée sur les informations disponibles à l'heure actuelle et tient compte du fait que des incertitudes sont liées à cette évaluation. Des recherches sur les cVMS sont actuellement menées pour surmonter ces incertitudes, mais certaines de ces recherches ne sont pas encore terminées. Dans le cadre du Défi, toute nouvelle information fournie après l'évaluation préalable finale peut être prise en compte lors de l'étape de la gestion des risques.

La surveillance a également été établie comme un élément essentiel du Plan de gestion des produits chimiques au Canada,et la possibilité que le D4 fasse l'objet d'une surveillance environnementale dans le cadre de ce plan est actuellement envisagée. Les données de concentration in situcontribueront à faire mieux comprendre la distribution du D4 dans l'environnement et son potentiel de bioaccumulation dans les réseaux trophiques appropriés.

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Annexes

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