Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique – le dichlorométhane

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Organisation : Santé Canada
Type : Lignes directrices
Date publiée : 2012-05-28

Sujets connexes

Partie I. Vue d'ensemble et application

1.0 Recommandation

La concentration maximale acceptable (CMA) pour le dichlorométhane dans l'eau potable est de 0,05 mg/L (50 µg/L).

2.0 Sommaire

Le dichlorométhane est un hydrocarbure aliphatique halogéné qui ne se retrouve pas naturellement dans l'environnement. Il n'est plus produit au Canada, mais il est encore importé, principalement pour servir de décapant à peinture, d'agent d'expansion pour la fabrication de mousse et de composant dans les aérosols.

Le présent document technique comprend une évaluation de tous les risques pour la santé reconnus comme étant associés à la présence de dichlorométhane dans l'eau potable. Cette évaluation tient compte de toutes les voies d'exposition pertinentes à partir de l'eau potable, soit l'ingestion ainsi que l'inhalation et l'absorption cutanée lors d'une douche ou d'un bain. On y évalue les études et approches nouvelles, en prenant en considération les techniques de traitement disponibles.

Santé Canada a récemment terminé son analyse des risques pour la santé que posent la présence de dichlorométhane dans l'eau potable. Cet examen et le document technique qui en résulte évaluent tous les risques pour la santé reconnus, compte tenu des études et approches nouvelles, en intégrant les facteurs d'incertitude appropriés. À la suite de cette analyse, une concentration maximale acceptable de 0,05 mg/L a été établie pour le dichlorométhane dans l'eau potable.

2.1 Effets sur la santé

Santé Canada classe le dichlorométhane comme étant une substance probablement cancérogène pour les humains, sur la base d'éléments probants insuffisants quant à sa cancérogénicité pour l'humain, mais suffisants quant à ses effets sur les animaux. Des études sur des animaux de laboratoire ont permis d'établir des liens entre l'exposition au dichlorométhane et divers types de tumeurs chez le rat et la souris. Par contre, des études menées sur des travailleurs exposés au dichlorométhane pendant de nombreuses années n'ont pas permis d'établir de tels liens.

Étant donné que la documentation scientifique actuelle semble indiquer que le cancer n'apparaîtrait qu'après un niveau d'exposition élevé, les effets cancérogènes et non cancérogènes ont tous deux été pris en considération pour l'établissement de la CMA. L'approche adoptée dans la présente évaluation se fonde sur les effets non cancérogènes, sur la base des modifications histopathologiques observées dans le foie du rat, pour établir une CMA qui protège la santé humaine à la fois des effets cancérogènes et non cancérogènes.

2.2 Exposition

Les Canadiens peuvent être exposés au dichlorométhane par sa présence dans l'air, les aliments et l'eau potable, de même que par l'utilisation de certains produits de consommation ou en milieu de travail. L'exposition est le plus souvent associée à l'air et aux produits de consommation. Comme le dichlorométhane est hautement volatil, sa présence dans l'eau se limite généralement aux sources d'eau souterraine. On ne le trouve pas souvent dans les approvisionnements d'eau potable an Canada. Toutefois, lorsqu'il est présent dans l'eau potable, il peut être absorbé par ingestion, par inhalation et par absorption cutanée.

2.3 Analyse et traitement

Le dichlorométhane est facile à déceler et à analyser dans les approvisionnements d'eau potable à des concentrations beaucoup plus faibles que la CMA. Certaines études ont révélé la présence de concentrations plus importantes de dichlorométhane dans l'eau traitée que dans les échantillons d'eau brute, ce qui laisse supposer que ce composé pourrait se former pendant le processus de chloration; toutefois, il n'est pas considéré comme un sousproduit de la désinfection.

Le traitement conventionnel de l'eau potable n'est pas efficace pour éliminer les composés organiques volatils comme le dichlorométhane. Les techniques de traitement efficaces pour l'élimination du dichlorométhane sont le strippage à l'air (de préférence par aération par tour à garnissage) et l'adsorption sur charbon actif. Il n'existe actuellement aucun dispositif certifié de traitement de l'eau potable permettant d'éliminer le dichlorométhane à l'échelle résidentielle, mais les dispositifs de traitement comprenant des filtres au charbon actif peuvent être efficaces pour en réduire la concentration.

3.0 Application de la recommandation

Remarque : Des instructions spécifiques concernant l'application des recommandations doivent être obtenues auprès de l'autorité appropriée en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné.

Bien que le dichlorométhane puisse se former au cours du processus de chloration, il n'est pas considéré comme un sousproduit de la désinfection. Comme la quantité de dichlorométhane dans l'eau traitée est généralement très faible, les fournisseurs d'eau ne sont pas tenus d'en surveiller la concentration dans les approvisionnements d'eau potable de façon régulière. En général, le dichlorométhane n'est pas une substance préoccupante pour la majorité des Canadiens dont l'eau potable provient d'eaux de surface, car il se volatilise facilement.

La recommandation pour l'eau potable se fonde sur l'exposition à vie au dichlorométhane présent dans l'eau potable. Dans le cas des approvisionnements d'eau potable qui connaissent à l'occasion un dépassement de courte durée de la CMA, il est suggéré d'élaborer et de mettre en œuvre un plan d'intervention pour ce genre de situation. Dans le cas de dépassements plus importants de longue durée qui ne peuvent être réglés par le traitement, il convient d'envisager le recours à d'autres sources d'eau potable.

Partie II. Science et considérations techniques

4.0 Propriétés, utilisation et sources dans l'environnement

Le dichlorométhane (numéro CAS 75092), également connu sous les noms de dichlorure de méthane et dichlorure de méthylène, est un hydrocarbure aliphatique halogéné (ATSDR, 2000). C'est un liquide transparent et incolore à l'odeur légèrement douceâtre, hautement volatil et ininflammable à température ambiante. Sa formule moléculaire est CH2Cl2 et il a une masse moléculaire relative de 84,933 g/mol (Lide, 2008). Son point d'ébullition est de 40 °C, et son point de fusion de 95 °C (O'Neil et coll., 2006; Lide, 2008). À 25 °C, il a une pression de vapeur de 57,8 kPa (Mackay et coll., 2006), une masse volumique de 1,3163 g/mL (Lide, 2008), un coefficient logarithmique de distribution octanoleau de 1,25 et une constante de la loi de Henry (sans unité) de 0,25 (U.S. EPA, 2000). La solubilité dans l'eau du dichlorométhane est de 18 650 mg/L à 25 °C (Mackay et coll., 2006), un chiffre élevé par comparaison aux autres composés chlorés (Spiker et Morris, 2001).

Le seuil olfactif du dichlorométhane dans l'air varie de 155 à 622 ppmNote de bas de page 1 ou parties par million (Ruth, 1986). Le seuil olfactif prévu dans l'eau est de 9,1 mg/L (Amoore et Hautala, 1983). Le seuil gustatif du dichlorométhane dans l'eau potable n'a pas été établi.

Le dichlorométhane n'est plus produit au Canada (CPI, 2000). De 1977 à 1990, la quantité de dichlorométhane importée et utilisée au Canada se situait entre 9 et 13,2 kilotonnes (kt) par an (Environnement Canada, 1990); toutefois, l'utilisation du dichlorométhane pur, recyclé ou contenu dans des formulations est passée de 7,4 kt en 1995 à 7,1 kt en 1998, une baisse de 4 % sur trois ans (Environnement Canada, 2004a). Le dichlorométhane s'emploie dans un large éventail de produits de consommation. On l'utilise comme solvant industriel et comme décapant à peinture. On le trouve aussi dans certains aérosols et pesticides, et il est utilisé pour la fabrication de pellicules photographiques (ATSDR, 2000). Au Canada, il sert surtout de décapant à peinture, d'agent d'expansion pour la fabrication de mousse et de composant dans les aérosols (Environnement Canada, 2007). À l'échelle mondiale, les principales applications industrielles du dichlorométhane comprennent son utilisation dans les décapants à peinture, la fabrication de mousse, le développement des pellicules, les solvants de dégraissage et d'extraction des oléorésines d'épices, du houblon et de la caféine, ainsi que pour le décapage des revêtements photorésistants (PISSC, 1996; ATSDR, 2000).

Le dichlorométhane ne se trouve pas à l'état naturel dans l'environnement. Comme ses valeurs de pression de vapeur et de constante de la loi de Henry sont élevées, il a tendance à se volatiliser de l'eau et du sol dans l'atmosphère (ATDSR, 2000). L'atmosphère joue un rôle important dans la répartition et le devenir environnemental du dichlorométhane. La photooxydation et la photolyse du dichlorométhane sont minimes au niveau de la mer, mais les conditions qui prévalent dans la haute troposphère favorisent sa photooxydation; le dichlorométhane se dégrade alors en réagissant avec des radicaux hydroxyl produits photochimiquement, avec une durée de vie de six mois (PISSC, 1996). La valeur élevée de son coefficient de distribution par sorption (log Koc), soit 1,4 (Mackay et coll., 2006), laisse supposer que le dichlorométhane est très mobile dans le sol et qu'il peut donc se lixivier dans l'eau souterraine (ATSDR, 2000). En milieu aquatique, l'hydrolyse et la dégradation par photolyse se font plus lentement que l'évaporation de l'eau de surface (PISSC, 1996); toutefois, les biotransformations aérobie et anaérobie du dichlorométhane peuvent s'avérer d'importants processus du devenir dans l'eau (ATDSR, 2000). Au Canada, en 2006, 246 tonnes de dichlorométhane ont été rejetées dans l'atmosphère, soit 20 % de moins qu'en 2005 et 89 % de moins qu'en 1994, année de publication des premières données. Aucune émission n'a été enregistrée depuis 2001 dans le sol ni depuis 2003 dans l'eau (Environnement Canada, 2008).

La volatilisation et la biotransformation aérobieanaérobie sont des processus très utiles pour l'élimination du dichlorométhane de l'eau (ATSDR, 2000). La demivie de la volatilisation du dichlorométhane de l'eau a été établie à 21 minutes lors d'une étude expérimentale qui a consisté à placer 200 mL d'une solution aqueuse de dichlorométhane à 1 mg/L dans un bécher de Pyrex et à la remuer à 200 tours/minute (Dilling et coll., 1975); toutefois, la volatilisation à partir d'eaux naturelles dans des conditions réelles est tributaire de la température et d'autres facteurs (Dilling et coll., 1975; U.S. EPA, 1979).

5.0 Exposition

Les Canadiens peuvent être exposés au dichlorométhane par sa présence dans l'air, les aliments et l'eau potable. Certains segments de la population peuvent aussi y être exposés par l'utilisation de certains produits de consommation ou en milieu de travail. La principale voie d'exposition au dichlorométhane pour l'ensemble de la population est l'inhalation de l'air, en particulier de l'air intérieur, ou l'utilisation de produits de consommation (Environnement Canada et Santé Canada, 1993; ATSDR, 2000). Bien qu'on dispose de certaines données sur l'exposition, cellesci ne justifient pas une modification de la proportion par défaut (20 %) de la dose journalière attribuée à l'eau potable (facteur d'attribution) aux fins du calcul de la CMA.

5.1 Eau

Le dichlorométhane pénètre dans le milieu aquatique par les rejets d'eaux usées industrielles et municipales, et on l'a détecté dans les eaux souterraines et de surface de sites d'élimination des déchets dangereux (PISSC, 1996; CIRC, 1999; ATSDR, 2000). La chloration de l'eau pourrait également accroître la concentration et la fréquence d'occurrence du dichlorométhane dans les sources d'approvisionnement en eau potable (U.S. EPA, 2006), mais elle entraîne une plus grande production de trihalométhanes que de dichlorométhane (Gyunter et coll., 1985), et le dichlorométhane n'est généralement pas considéré comme un sousproduit de la désinfection. Dans certains relevés d'eau brute et d'eau traitée, les concentrations de dichlorométhane étaient supérieures et détectées à une fréquence plus grande dans l'eau traitée que dans l'eau brute (NAS, 1977; Otson et coll., 1982; Gyunter et coll., 1985; Otson, 1987). Cependant, des études en laboratoire n'ont pas permis de déceler la formation de dichlorométhane à la suite de divers types de désinfection (Lykins et Koffskey, 1986; Koffskey et Lykins, 1987). Comme le dichlorométhane a une faible tendance à s'adsorber dans le sol (Dilling et coll., 1975; Dobbs et coll., 1989; ATSDR, 2000), il est possible qu'on en trouve dans l'eau souterraine. De plus, comme la volatilisation est restreinte dans l'eau souterraine, les concentrations de dichlorométhane y sont souvent plus élevées que dans l'eau de surface.

Dans la majorité des échantillons récemment obtenus d'approvisionnement en eau potable au Canada, la concentration de dichlorométhane était inférieure à la limite de détection. On a observé une concentration quantifiable de dichlorométhane dans certains approvisionnements d'eau. Environ 5 % des échantillons d'eau souterraine et 12 % des échantillons d'eau de surface prélevés au Québec entre 2001 et 2005 contenaient des concentrations de dichlorométhane dépassant 1 µg/L, avec des valeurs maximales de 290 µg/L dans l'eau souterraine et de 170 µg/L dans l'eau de surface, et des concentrations moyennes de 2,6 µg/L dans l'eau souterraine, 1,5 µg/L dans l'eau de surface et 1,9 µg/L dans l'ensemble des échantillons (ministère de l'Environnement du Québec, 2006). Au NouveauBrunswick, on a détecté du dichlorométhane dans moins de 1 % des échantillons obtenus de 1994 à 2004; la concentration maximale de dichlorométhane mesurée dans l'eau était de 32 µg/L, et la moyenne était inférieure au seuil de quantification, qui variait de 1,0 à 2,0 µg/L (ministère de la Santé et du Mieuxêtre du NouveauBrunswick, 2004). D'après les résultats des relevés effectués en Alberta de 1999 à 2004, la concentration moyenne du dichlorométhane dans l'eau potable était inférieure à la limite de détection des échantillons, soit 2 µg/L, et la concentration maximale était de 25,17 µg/L (Alberta Environment, 2004). Les concentrations maximale et moyenne de dichlorométhane mesurées dans l'eau potable en NouvelleÉcosse en 2001 étaient respectivement de 14 et de 1,84 µg/L (Nova Scotia Department of Environment and Labour, 2004). En Ontario, de 1999 à 2004, les concentrations maximales mesurées de dichlorométhane dans l'eau potable étaient de 4,5 µg/L dans le cas de l'eau provenant de sources souterraines et de 2 µg/L dans le cas de l'eau provenant de sources d'eau de surface; les concentrations moyennes de l'eau des deux types de source s'établissaient à 0,5 µg/L (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 2004). On a détecté du dichlorométhane dans 4,5 % des échantillons obtenus en Saskatchewan de 1994 à 2001, le maximum étant de 2,5 µg/L, et la moyenne, de 0,8 µg/L (Saskatchewan Department of Environment, 2004).

5.2 Aliments

Il existe peu d'information sur les niveaux de dichlorométhane dans les aliments au Canada. Le dichlorométhane sert à l'extraction par solvant des épices, du houblon, du café et du thé. Les limites maximales des résidus prescrites par le Règlement sur les aliments et drogues du Canada sont de 30 ppm dans les extraits d'épices, de 22 000 ppm ou 2,2 % dans les extraits de houblon et de 10 ppm dans le café et le thé décaféinés (Santé Canada, 2004). Les auteurs d'une étude canadienne réalisée avant la mise en œuvre de la limite maximale des résidus dans les épices ont relevé des concentrations de résidus de solvants de 1 à 83 ppm dans 34 oléorésines d'épices produites par trois fabricants (Page et Kennedy, 1975). En 1978, dans une grande usine de décaféination des ÉtatsUnis, on a signalé des concentrations mensuelles moyennes de résidus de dichlorométhane de l'ordre de 0,32 à 0,42 ppm (115 à 295 échantillons) dans les grains de café décaféiné (Cohen et coll., 1980); en revanche, les concentrations résiduelles étaient plus basses (0,01 à 0,1 ppm) dans une étude réalisée par la Food and Drug Administration (FDA) des ÉtatsUnis sur des grains de café décaféiné produits par une importante société de transformation du café (FDA, 1985).

À partir de données sur les concentrations résiduelles de dichlorométhane dans les aliments prêts à manger tirées du Total Diet Program de la FDA (faute de données canadiennes fiables), Long et coll. (1994) ont estimé que l'apport alimentaire constituait de 0,7 à 2 % de l'apport quotidien total de dichlorométhane chez les Canadiens. Les aliments contenant les plus fortes concentrations de dichlorométhane dans cette étude étaient les céréales, le beurre, le fromage, la margarine, les aliments transformés et le beurre d'arachide.

Quelques études ont porté sur le potentiel de bioaccumulation du dichlorométhane dans les poissons d'eau douce. Sur la base du coefficient de distribution octanoleau du dichlorométhane, le facteur de concentration biologique estimatif chez les poissons d'eau douce varie de 1,83 à 6,0 (U.S. EPA, 2000; Mackay et coll., 2006). Ces valeurs sont considérées comme faibles (Franke et coll., 1994) et laissent supposer un faible potentiel de bioaccumulation et de bioamplification chez les organismes aquatiques. De même, on s'attend à une bioaccumulation et une bioamplification négligeables ou nulles chez les organismes terrestres (Environnement Canada et Santé Canada, 1993). Dans leurs mesures concrètes de la concentration de dichlorométhane dans les huîtres et moules du lac Pontchartrain, en Louisiane, Ferrario et coll. (1985) ont observé des concentrations moyennes de 7,8 ppb ou parties par milliard pour les huîtres et de 27 ppb pour les moules.

L'analyse de 182 échantillons d'eau embouteillée achetée au détail au Canada a permis de détecter du dichlorométhane dans quatre échantillons. La concentration moyenne dans les échantillons où le dichlorométhane a été détecté tous des échantillons d'eau de source embouteillée était de 59 µg/L, les valeurs variant de 22 à 97 µg/L (Page et coll., 1993).

5.3 Air

L'atmosphère est le principal puits environnemental de dichlorométhane en raison des fortes valeurs de pression de vapeur et de la constante de la loi de Henry qui caractérisent ce composé. L'air intérieur et l'air ambiant constituent les principales sources de dichlorométhane pour l'ensemble de la population canadienne; Long et coll. (2004) estiment que plus de 90 % de l'exposition quotidienne au dichlorométhane pourrait provenir de la combinaison de ces deux sources d'air.

Les concentrations de dichlorométhane dans l'air ambiant de 22 emplacements au Canada (19911992) variaient de 0,5 à 9,9 µg/m3, la moyenne nationale étant de 1,7 µg/m3, et la valeur maximale isolée de 311,3 µg/m3 à Saint John, au NouveauBrunswick (Dann, 1993). Les concentrations médianes de dichlorométhane dans l'air en 2001 étaient inférieures à 0,5 µg/m3 dans la majorité des zones urbaines (Calgary, Edmonton, Regina, Windsor, Sarnia, London, Kitchener, Hamilton, Peterborough, Ottawa, Saint John et St. John's); elles se situaient entre 0,5 et 1 µg/m3 à Vancouver, Winnipeg, Oakville, Toronto et Montréal, et entre 1,5 et 2 µg/m3 à Kingston. Au cours de la période de 1990 à 2001, les concentrations moyennes de dichlorométhane en milieu urbain ont diminué, passant d'environ 2,0 µg/m3 à moins de 1,0 µg/m3 (Environnement Canada, 2004b).

Les concentrations de dichlorométhane dans l'air intérieur dépassent généralement celles observées dans l'air ambiant, comme l'indiquent les résultats d'une étude menée par Zhu et coll. (2005), qui ont mesuré la concentration de divers COV dans l'air intérieur et extérieur de 75 résidences d'Ottawa au cours de l'hiver 20022003. Les concentrations de dichlorométhane observées étaient de 0,06 à 408,37 µg/m3 (moyenne = 14,98 µg/m3) dans l'air intérieur et de 0,06 à 3,49 µg/m3 (moyenne = 0,32 µg/m3) dans l'air extérieur.

5.4 Produits de consommation

L'exposition des consommateurs aux aérosols peut comporter une forte exposition de pointe. Dans une étude menée par Dow Chemical USA (1975), on a relevé la concentration de dichlorométhane dans l'air intérieur associée à l'utilisation de trois produits en aérosol différents (un assainisseur d'air, un désodorisant et un fixatif) pendant plus de 15 minutes dans une petite pièce sans aération, ce qui représente le scénario le plus défavorable d'utilisation de ces produits. Des concentrations de pointe de dichlorométhane d'environ 500 ppm ont été mesurées, la moyenne pondérée dans le temps (MPT) sur 15 minutes s'établissant à 102 ppm. Cependant, comme l'utilisation de ces produits est généralement de très courte durée, on considère que l'exposition totale au dichlorométhane est faible.

L'utilisation de peintures en aérosol comporte une durée de pulvérisation beaucoup plus longue, qui peut entraîner une exposition plus importante. Stevenson et coll. (1978) ont mesuré l'exposition au dichlorométhane après l'utilisation simulée de grandes quantités de peinture en aérosol contenant 30 % de dichlorométhane dans une chambre d'essai qui n'a été aérée qu'après la pulvérisation. Ils ont observé des concentrations de pointe de dichlorométhane atteignant 900 ppm, pour une MPT sur 8 heures de 10 ppm.

L'exposition aux décapants à peinture contenant du dichlorométhane peut aussi se produire à la maison. L'estimation de ce type d'exposition s'est fondée sur une étude des solvants domestiques réalisée aux ÉtatsUnis (U.S. EPA, 1990). Les niveaux d'exposition estimatifs variaient de moins de 10 ppm à quelques expositions de courte durée de 4 000 à 6 000 ppm. Toutefois, la majorité des concentrations estimatives étaient inférieures à 500 ppm.

5.5 Sol

La principale source de dichlorométhane dans le sol est l'élimination des produits et récipients contenant ce composé dans les sites d'enfouissement. On estime qu'environ 12 % du dichlorométhane rejeté dans l'environnement aboutit dans le sol (ATSDR, 2000). Les données sur les concentrations de dichlorométhane dans le sol portent uniquement sur des lieux contaminés; on n'a pas trouvé de données sur les concentrations sédimentaires au Canada (Environnement Canada et Santé Canada, 1993). Les concentrations de dichlorométhane observées dans les sédiments du lac Pontchartrain, près de la NouvelleOrléans, en Louisiane, variaient d'un niveau non détectable à 3,2 ppb de poids frais (Ferrario et coll., 1985).

Dans le sol, une biodégradation se produit en milieux aérobie et anaérobie (Davis et Madsen, 1991; ATSDR, 2000). Cependant, comme le dichlorométhane a une faible propension à s'adsorber dans le sol (Dilling et coll., 1975; Dobbs et coll., 1989; ATSDR, 2000), il est possible qu'il aboutisse dans les eaux souterraines.

5.6 Exposition multivoie par l'eau potable

On a déjà évalué l'exposition au dichlorométhane dans l'eau potable en supposant que l'ingestion était la seule voie d'exposition. Compte tenu des propriétés physicochimiques du dichlorométhane, l'inhalation et l'absorption cutanée lors d'un bain ou d'une douche peuvent aussi se révéler d'importantes voies d'exposition. Jusqu'à ce jour, aucune étude n'a évalué l'exposition subie par une personne qui prend un bain ou une douche dans de l'eau contenant du dichlorométhane.

Pour évaluer l'exposition globale au dichlorométhane dans l'eau potable, on évalue l'apport relatif de chaque voie d'exposition au moyen d'une méthode d'évaluation de l'exposition multivoie (Krishnan, 2004; Krishnan et Carrier, 2008). Un modèle pharmacocinétique à base physiologique (PBPK) mis au point pour Santé Canada a également servi à calculer l'apport relatif de chaque voie d'exposition (Hamelin et coll., 2009). Les apports établis par ces méthodes sont exprimés en litres équivalents (Leq) par jour. Les voies d'exposition par absorption cutanée et par inhalation d'un composé organique volatil sont considérées comme significatives si elles contribuent à au moins 10 % de la quantité d'eau potable consommée (Krishnan, 2004; Krishnan et Carrier, 2008).

5.6.1 Méthode d'évaluation de l'exposition multivoie en deux volets
5.6.1.1 Exposition cutanée

Pour déterminer si l'exposition cutanée représente une voie d'exposition significative au dichlorométhane, on établit, dans le cadre du volet 1 de l'évaluation de l'exposition multivoie, si elle correspond à au moins 10 % de la quantité d'eau potable consommée (10 % de 1,5 L = 0,15 L). D'après l'équation cidessous, pour un objectif de 0,15 Leq pour le volet 1, il faudrait que le coefficient de perméabilité (Kp) de la peau au dichlorométhane soit supérieur à 0,024 cm/h (Krishnan, 2004; Krishnan et Carrier, 2008). Le volet 1 de l'évaluation sert à calculer le Kp du dichlorométhane, au moyen de l'équation suivante (Bogen, 1994; OMS, 2000) :

 

Description textuelle 1 - Le coefficient de perméabilité cutanée pour le dichlorométhane est de 0,119 centimètres par heure.

Cette valeur est calculée en soustrayant le produit de 0,0104 et 84,93 (poids moléculaire du dichlorométhane) de -0.812, puis en ajoutant le produit de 0,616 et 1,25 (le log Koe du dichlorométhane).

 

où :

  • MM est la masse moléculaire, soit 84,93 g/mol; et
  • log Koe est le logarithme du coefficient de distribution octanoleau expérimental (1,25).

Comme le Kp du dichlorométhane, soit 0,119 cm/h, est plus grand que 0,024 cm/h, l'exposition au dichlorométhane par absorption cutanée associée au bain et à la douche est considérée comme significative. Le volet 2 de l'évaluation sert ensuite à calculer la valeur en litres équivalents, à l'aide de l'équation suivante (Krishnan, 2004; Krishnan et Carrier, 2008) :

 
Description textuelle 2 - Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada - Document technique - Le dichlorométhane
La valeur en litres équivalent de l'absorption cutanée du dichlorométhane est égale à 0,8 litres équivalents par jour (valeur arrondie). Cette valeur a été calculée en multipliant les facteurs suivants : 0,119 centimètres par heure; 0.5 heures; 0.7; 18000 centimètres carrés; et 0.001 litres par centimètre cube.
 

où :

  • Kp est le coefficient de perméabilité de la peau, soit 0,119 cm/h, tel que calculé ci-dessus (volet 1);
  • t est la durée en heures de la douche ou du bain, qu'on suppose être 0,5 h;
  • Fabs est la fraction de la dose absorbée, qu'on suppose être de 0,7;
  • A est l'aire de la peau exposée, qu'on suppose être de 18 000 cm2 pour un adulte; et
  • Fc est le facteur de conversion du centimètre cube (cm3) au litre (L).
5.6.1.2 Exposition par inhalation

On a eu de nouveau recours à une évaluation en deux volets pour estimer l'exposition par inhalation. Comme dans le cas de l'évaluation de l'exposition cutanée, le volet 1 consistait à déterminer si l'inhalation de dichlorométhane au cours d'un bain ou d'une douche était susceptible de représenter au moins 10 % de la consommation d'eau potable. D'après l'équation cidessous, pour un objectif de 0,15 Leq pour le volet 1, la valeur de la concentration aireau de dichlorométhane (Fair:eau) devrait être supérieure à 0,00089 (Krishnan, 2004; Krishnan et Carrier, 2008). À partir de la constante de la loi de Henry (Kae) obtenue dans le cadre du programme EPI Suite de l'U.S. EPA (2000), la valeur de Fair:eau pour le dichlorométhane a été déterminée au moyen de l'équation suivante, établie par Krishnan (2004) :

 
Description textuelle 3 - Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada - Document technique - Le dichlorométhane
La concentration air-eau du dichlorométhane est égale à 0.0070. Cette valeur a été calculée en divisant le produit de 0,59 et 0.25 (Kae du dichlorométhane) par le produit de 80,25 et de 0.25 additionné à 1.
 

où :

  • Kae est la valeur moyenne estimative de la constante de la loi de Henry (sans unité) à 25 °C, soit 0,25 (U.S. EPA, 2000);
  • 0,59 est le taux d'efficacité de transfert du dichlorométhane, soit 59 % (Hamelin et coll., 2009); et
  • 80,25 est le rapport entre le volume d'air moyen d'une salle de bains (6 420 L) et le volume d'eau moyen (80 L) utilisé au cours d'une douche ou d'un bain (Krishnan, 2004).

Comme la valeur de Fair:eau est plus grande que 0,00089, l'exposition au dichlorométhane par inhalation associée à un bain ou une douche est considérée comme importante. Le volet 2 de l'évaluation consiste à calculer ce que devrait être la valeur en litres équivalents, à l'aide de la formule suivante (Krishnan, 2004) :

 
Description textuelle 4 - Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada - Document technique - Le dichlorométhane
La valeur en litres équivalent de l'absorption suite à l'inhalation  du dichlorométhane est égale à 1,65 litres équivalent par jour. Ce calcul multiplie les facteurs suivants : 0,0070; 675 litres par heure; 0,5 heures; et 0,7.
 

où :

  • Fair:eau est le coefficient de distribution aireau des concentrations de dichlorométhane (0,0070, d'après les calculs cidessus);
  • Qalv est le rythme de ventilation alvéolaire chez un adulte, qu'on suppose égal à 675 L/h;
  • t est la durée en heures de l'exposition, qu'on suppose égale à 0,5 h; et
  • Fabs est la fraction absorbée, qu'on suppose égale à 0,7, d'après Krishnan (2003a, 2003b) et DiVincenzo et Kaplan (1981).
5.6.2 Modélisation PBPK pour l'évaluation de l'exposition multivoie

On a mis au point un modèle PBPK pour l'humain afin d'extrapoler adéquatement les résultats d'une étude sur l'exposition par inhalation à forte dose chez la souris à des scénarios où des humains seraient exposés à de faibles concentrations de dichlorométhane dans l'eau potable (Hamelin et coll., 2009). Ce modèle a également servi à estimer l'apport journalier d'une douche de 30 minutes à la production interne de métabolites du dichlorométhane. D'après les calculs, l'exposition en litres équivalents serait de 0,58 Leq/j pour la voie cutanée et de 1,96 Leq/j pour la voie par inhalation (Hamelin et coll., 2009). On trouvera une description plus détaillée du modèle PBPK aux sections 8.5 et 10.1.

5.6.3 Conclusion au sujet de l'évaluation de l'exposition multivoie

La présente évaluation de l'exposition multivoie est une approche prudente servant à estimer l'apport des voies d'exposition par absorption cutanée et par inhalation à l'exposition totale. Une démarche en deux volets a permis de calculer l'exposition en litres équivalents, qui s'est avérée être de 0,8 Leq/j pour la voie cutanée et de 1,65 Leq/j pour la voie par inhalation. En ajoutant ces valeurs au taux normalisé de consommation d'eau potable au Canada, soit 1,5 L/j, on obtient une exposition totale en litres équivalents de 4,0 Leq (valeur arrondie de 3,95 Leq). Les résultats de la démarche en deux volets sont confirmés par la modélisation PBPK, qui donne une exposition en litres équivalents de 0,58 Leq/j pour la voie cutanée et de 1,96 Leq/j pour la voie par inhalation; en ajoutant ces valeurs au taux normalisé de consommation d'eau potable au Canada, soit 1,5 L/j, on obtient également une exposition totale en litres équivalents de 4,0 Leq (valeur arrondie de 4,04 Leq). En conséquence, le calcul de la CMA repose sur une valeur de 4,0 Leq/j.

6.0 Méthodes d'analyse

L'agence des ÉtatsUnis pour la protection de l'environnement (U.S. Environmental Protection Agency ou U.S. EPA) dispose actuellement de deux méthodes approuvées (la méthode 502.2, révision 2.1, et la méthode 524.2, révision 4.1) d'analyse du dichlorométhane dans l'eau potable (U.S. EPA, 2002). La méthode 502.2, révision 2.1, qui emploie des techniques de purge et piégeage et de chromatographie en phase gazeuse (CPG) sur colonne capillaire suivies en série d'un détecteur à photoionisation (DPI) et d'un détecteur à capture d'électrons, a une limite de détection pour la méthode (LDM) de l'ordre de 0,01 à 0,02 µg/L, selon la colonne utilisée pour la CPG. La méthode 524.2, révision 4.1, comprend la purge et le piégeage des échantillons, ainsi que la désorption des composantes de l'échantillon piégées dans une colonne capillaire pour CPG en interface avec un spectromètre de masse (SM). Selon la colonne pour CPG et l'interface CPG/SM utilisées, la LDM varie de 0,03 à 0,09 µg/L (U.S. EPA, 1995a). Les valeurs multiples de la LDM résultent de la variabilité des réactifs, de l'instrumentation et de la performance des analystes de laboratoire (U.S. EPA, 2003).

Le seuil pratique d'évaluation quantitative (SPEQ) établi par l'U.S. EPA, d'après la capacité des laboratoires à mesurer la concentration de dichlorométhane à un niveau de précision et d'exactitude raisonnable, est actuellement de 5 µg/L (U.S. EPA, 1992). Dans un examen sur six ans réalisé par l'U.S. EPA, sur la base des données obtenues par les méthodes les plus couramment utilisées dans les études sur les approvisionnements en eau pour l'analyse du dichlorométhane, l'agence a estimé que le SPEQ pour le dichlorométhane pourrait être abaissé à environ 0,55 µg/L (U.S. EPA, 2002a).

En outre, deux méthodes normalisées (Standard Methods) (APHA et coll., 2005), SM 6200B et SM 6200C, peuvent servir à analyser le dichlorométhane dans l'eau potable. Ces méthodes consistent en une CPG par purge et piégeage sur colonne capillaire, suivie, respectivement, d'un détecteur à SM ou d'un DPI et de détecteurs à capture d'électrons en série. La méthode SM 6200B a une LDM de 0,099 µg/L, et la méthode SM 6200C une LDM de 0,068 µg/L. Le SPEQ, qui correspond par définition à la plus faible dose pouvant être quantifiée avec précision à l'aide de ces méthodes, est de 0,396 µg/L pour la méthode SM 6200B et de 0,272 µg/L pour la méthode SM 6200C (APHA et coll., 2005).

7.0 Techniques de traitement

Une enquête portant sur les sources d'approvisionnement en eau potable réalisée aux EtatsUnis a décelé la présence de dichlorométhane dans 8 % des échantillons d'eau traitée et dans 1 % des échantillons d'eau brute, il a été avancé que le dichlorométhane pouvait se former au cours du processus de traitement par chloration (NAS, 1977). La chloration de l'eau pourrait accroître la concentration et la fréquence d'occurrence du dichlorométhane dans les sources d'approvisionnement en eau potable (U.S. EPA, 2006), mais elle produit davantage de trihalométhanes que de dichlorométhane (Gyunter et coll., 1985).

7.1 Échelle municipale

Il apparaît que les techniques de traitement conventionnelles (coagulation, sédimentation, filtration et chloration) ont un effet négligeable ou nul sur la concentration des COV dans l'eau potable (Love et Eilers, 1982; Love et coll., 1983; Lykins et Clark, 1994).

Bien que le dichlorométhane soit caractérisé par une solubilité relativement élevée dans l'eau, il peut être éliminé de façon incidente par volatilisation dans les bassins à ciel ouvert (Santé et Bienêtre Canada, 1993).

De par sa nature de composé organique volatil, le dichlorométhane peut être éliminé par deux techniques de traitement pouvant être utilisées par les services d'eau publics : le strippage à l'air et l'adsorption sur charbon actif en grains (CAG) (U.S. EPA, 1987, 1992, 1995b). L'U.S. EPA reconnaît l'aération par tour à garnissage (ATG) comme étant l'une des meilleures techniques existantes (MTE) pour l'élimination du dichlorométhane dans l'eau potable en deçà de la concentration maximale de contaminants qu'elle a établie, soit 5 µg/L (U.S. EPA, 1992). On estime que l'élimination des hydrocarbures aliphatiques chlorés volatils semblables au dichlorométhane par aération par tour à garnissage a un taux d'efficacité de 90 à 99 % (U.S. EPA, 1985).

Le choix du procédé de traitement pour une source donnée d'approvisionnement en eau dépend des caractéristiques de la source d'eau brute et des conditions de mise en oeuvre de la méthode de traitement.

7.1.1 Strippage à l'air

Le strippage à l'air est une méthode couramment utilisée pour réduire la concentration des COV dans l'eau potable (Cummins et Westrick, 1990; U.S. EPA, 1991; OMS, 2004; Dyksen, 2005). Le procédé de strippage à l'air consiste à mettre en contact l'eau et l'air, ce qui permet le transfert du composé volatil dissous de l'eau à l'air, la force motrice de ce procédé étant le gradient de concentration du contaminant entre les deux phases.

Bien qu'il existe différents types d'équipement de strippage à l'air, l'ATG est reconnue comme étant la méthode la plus efficace pour éliminer les COV de l'eau, car elle offre des rapports air/eau plus grands que les autres systèmes d'aération. Dans la colonne d'ATG, l'eau contaminée s'écoule vers le bas, par gravité, sur un lit de garnissage, tandis que l'air est introduit dans la tour sous le lit et s'écoule vers le haut, dans le sens contraire du courant d'eau. Comme l'ATG provoque le transfert des COV de l'eau à l'air, il peut être nécessaire de traiter le gaz dégagé de la tour à garnissage avant l'évacuation afin de réduire la concentration des contaminants (Crittenden et coll., 1988; Adams et Clark, 1991).

Plusieurs facteurs influent sur le taux de strippage des COV de l'eau : le rapport air/eau (A:E), la surface disponible pour le transfert de masse (y compris la hauteur du garnissage), la charge hydraulique, la température de l'eau et de l'air, ainsi que les propriétés physicochimiques du contaminant (AWWA, 1991; MWH, 2005a; Dyksen et coll., 2005). L'ATG est un procédé efficace, mais ses coûts de construction et d'entretien sont relativement élevés, de sorte qu'il peut ne pas convenir aux petites installations de traitement des eaux. Les petits systèmes qui ne peuvent mettre en place un traitement par ATG peuvent recourir à d'autres techniques de strippage à l'air pour réduire la concentration de dichlorométhane dans l'eau potable, à savoir l'aération diffuse et l'utilisation de diffuseurs d'air multiétage, d'aérateurs à plateaux et d'aérateurs à plateaux peu profonds (U.S. EPA, 1998).

L'entartrage et l'encrassement de la colonne constituent un problème d'exploitation courant. Les principales causes de l'encrassement sont l'incrustation de carbonate de calcium ou de sulfate de calcium, l'oxydation du fer et la prolifération microbienne. Les principales méthodes de prévention de l'encrassement de la colonne sont la diminution du pH de l'influent de l'ATG, l'utilisation d'antitartres ou l'élimination du fer avant l'ATG (ESE, 1984; Dyksen, 2005). Un problème de prolifération d'algues peut aussi se poser là où de la lumière s'infiltre dans la tour. Il pourrait également être nécessaire de recourir à des méthodes de posttraitement telles que l'utilisation d'un inhibiteur de la corrosion pour réduire les propriétés corrosives de l'eau associées à l'augmentation de la quantité d'oxygène dissous causée par le processus d'aération. Les conditions ambiantes telles que la température de l'eau peuvent influer sur le rendement des tours à garnissage. Le contact entre l'eau et l'air dans la colonne d'ATG permet généralement à la température de l'air de se rapprocher de celle de l'eau. La température influe sur la constante de la loi de Henry et sur le coefficient de transfert de masse du contaminant. Ces paramètres ont une incidence sur la taille de l'équipement et l'efficacité de l'élimination des COV (MWH, 2005a).

Lors d'essais pilotes, il a été démontré que dans un système d'ATG conçu pour fonctionner à un taux de charge supérieur à 8 340 lb/pi2/h (11,3 kg/m2/s), la modification de la hauteur du garnissage ou du rapport A:E accroissait l'efficacité de l'élimination du dichlorométhane dans les eaux souterraines contaminées. Un rapport A:E de 20 a permis de faire passer les concentrations de dichlorométhane d'une plage de 46 à 193 µg/L dans l'influent à une plage de 1,7 à 13,6 µg/L dans l'effluent, le taux de réduction étant de l'ordre de 96,3 à 92,9 %; un rapport A:E de 30 a permis de réduire les concentrations d'une plage de 95 à 214 µg/L dans l'influent à une plage de 2,1 à 15,5 µg/L dans l'effluent, avec un taux de réduction de l'ordre de 97,8 à 92,8 %. Les échantillons ont été évalués à une longueur de strippage de 15 pi (4,6 m). En portant la longueur de strippage à 30 pi (9,14 m) et en utilisant un rapport A:E de 20, on a réussi à faire passer une concentration de 226 µg/L dans l'influent à 1,5 µg/L dans l'effluent, ce qui correspond à un taux de réduction de 99,3 % des concentrations de dichlorométhane dans l'eau contaminée (Bilello et coll., 1984). Dans une autre étude pilote, Ball et Edwards (1992) ont réussi à faire passer la concentration de dichlorométhane de 67 µg/L dans l'influent sous la limite de détection de 1 µg/L en utilisant un rapport A:E variant de 30 à 100, une hauteur de garnissage de 1,22 m et un débit de charge liquide de 6,48 kg/m2/s. À partir de la confirmation des paramètres d'entrée de cette étude pilote, les auteurs ont établi et optimisé les paramètres de conception d'une tour de strippage à l'air à grande échelle, l'objectif du traitement étant l'élimination à 92,6 % du dichlorométhane. Une tour ayant une hauteur de garnissage de 5,49 m, un débit de charge liquide de 18,2 kg/m2/s et un rapport A:E de 35 pourrait faire passer la concentration de dichlorométhane de 67 µg/L dans l'influent à 5 µg/L dans l'effluent (Ball et Edwards, 1992).

Dans leurs études de modélisation, Crittenden et coll. (1988) et Adams et Clark (1991) ont estimé qu'on pourrait obtenir un taux de réduction de 99 % et une concentration de dichlorométhane de 1 µg/L dans l'effluent de l'eau traitée. D'après Crittenden et coll. (1988), les principaux paramètres de conception pour un système de strippage à l'air à grande échelle visant à réduire la concentration de dichlorométhane sont un rapport A:E de 71,6, une longueur de strippage à l'air de 8,72 m, une tour de garnissage d'un diamètre de 3,39 m et un débit de 8,17 ML/j. Dans ces conditions, on pourrait obtenir une réduction de 99 % de la concentration de dichlorométhane dans l'eau potable, une concentration de 100 µg/L dans l'influent se soldant par une concentration de 1 µg/L dans l'effluent.

Après une évaluation du coût des techniques d'ATG et d'adsorption au CAG pour l'élimination de composés organiques choisis de l'eau, Adams et Clark (1991) ont indiqué que les paramètres de conception de l'ATG qui s'étaient révélés efficaces en fonction du coût pour l'élimination du dichlorométhane étaient soit un rapport A:E de 55 et une hauteur de garnissage de 11,52 m, soit un rapport A:E de 40 et une hauteur de garnissage de 15,33 m. Dans ces conditions estimatives, on pourrait réduire de 99 % la concentration de dichlorométhane, qui passerait ainsi de 100 µg/L dans l'influent à 1 µg/L dans l'effluent. D'après ces évaluations, dans la plupart des cas, le recours à l'ATG pour la réduction du dichlorométhane dans l'eau potable a un meilleur rapport coûtefficacité que le CAG seul, même lorsqu'il faut par la suite traiter au CAG le gaz dégagé de la tour à garnissage (Adams et Clark, 1991).

7.1.2 Adsorption sur charbon actif

Le charbon actif est utilisé dans le processus de traitement de l'eau sous forme de CAG ou de charbon actif en poudre (CAP). La capacité d'adsorption du charbon actif pour l'élimination des COV subit l'influence de divers facteurs, notamment le pH, la concurrence d'autres contaminants, le préchargement de matières organiques naturelles et les propriétés physicochimiques du COV et du charbon (Speth, 1990). D'après Singley et coll. (1979) et Love et Eilers (1982), la méthode d'adsorption sur CAP est moins efficace que l'adsorption sur CAG pour l'élimination des COV. L'adsorption sur CAP, qui convient davantage aux systèmes de traitement conventionnels, peut éliminer les faibles concentrations occasionnelles de contaminants organiques si elle se fait au bon endroit (de manière à donner un bon mélange et un temps de contact suffisant) dans le procédé de traitement de l'eau de surface.

Les concentrations de COV observées dans l'eau souterraine sont plus élevées; le procédé généralement utilisé pour les éliminer de façon continue est l'adsorption sur CAG (Snoeyink, 1990). Ce procédé consiste en un contacteur garni de charbon actif en grains à travers lequel on fait passer l'eau; les contaminants se diffusent dans les grains d'adsorbant et s'accumulent à la surface. Le garnissage du charbon en colonnes favorise un contact plus complet entre l'eau et la matière, pour une efficacité d'adsorption plus grande et un meilleur contrôle du processus qu'avec le CAP. Le procédé sur CAG est le plus couramment utilisé pour les petits systèmes de traitement de l'eau, en raison de sa simplicité et de sa facilité d'utilisation (Snoeyink, 1990; U.S. EPA, 1998).

Les considérations de conception relatives à la méthode d'adsorption sur CAG sont le temps de contact en fût vide (TCFV), la hauteur du fût et les charges hydraulique et organique. Au cours de l'opération et en fonction de divers facteurs, dont la nature du COV ou du mélange de COV à éliminer, le contaminant organique « passe à travers » le lit de charbon, par définition lorsque la concentration de contaminant dans l'effluent dépasse l'objectif du traitement. Le remplacement et la régénération des matières filtrantes épuisées sont des considérations économiques importantes pour l'atteinte de l'objectif de traitement du contaminant.

Les problèmes d'exploitation les plus courants associés aux contacteurs d'adsorption sur CAG sont la prolifération biologique et l'augmentation concomitante de la numération des bactéries hétérotrophes dans l'effluent, ainsi que le bouchage et l'encrassement de l'adsorbeur au charbon par des précipités chimiques et bactériens. Les principales considérations d'exploitation sont la nécessité d'assurer un lavage à contrecourant adéquat, le maintien de la hauteur et de la densité du fût après un tel lavage et le contrôle du débit. Pour empêcher le fût de se boucher, un prétraitement de l'eau est souvent nécessaire avant son entrée dans le contacteur à CAG (Snoeyink, 1990; Speth, 1990; MWH, 2005b).

Les données d'essais exhaustifs révèlent que deux adsorbeurs sur CAG branchés en série, un débit de 20 gal/min (0,1 ML/j), une vitesse de traitement de surface de 0,25 gal/pi2/min (0,62 m/h), un TCFV total de 262 minutes et un débit de consommation du charbon de 3,9 lb/1 000 gallons (0,47 kg/m3) permettent d'abaisser une concentration de dichlorométhane de 21 mg/L dans l'influent à 1 µg/L dans l'effluent (O'Brian et coll., 1981). Une autre étude exhaustive a révélé que deux contacteurs à CAG sous pression à courant descendant fonctionnant en parallèle pouvaient abaisser une concentration de dichlorométhane dans l'influent de l'ordre de 40 à 45 µg/L à moins de 1 µg/L. Les conditions d'exploitation de ces adsorbeurs sur CAG, conçus pour réduire la concentration de plusieurs COV dans l'eau souterraine, comprenaient un débit de 900 gal/min (4,9 ML/j), une vitesse de traitement de surface de 5,7 gal/pi2/min (13,7 m/h) et un TCFV de 12 minutes (Anon., 1981a, 1981b; Hess et coll., 1981b). Une étude de l'efficacité de systèmes complets sur CAG pour l'élimination des contaminants organiques de l'eau potable indique une adsorption presque nulle du dichlorométhane (Koffskey et coll., 1983). D'après les données d'un autre système complet sur CAG, une faible concentration moyenne de dichlorométhane dans l'influent (0,2 µg/L) n'a pas diminué dans l'effluent (Lykins et coll., 1984). Toutefois, ces deux études ne sont parvenues à aucune conclusion ferme quant à l'adsorbabilité du dichlorométhane par le CAG en raison de problèmes d'analyse tels que le faible niveau des concentrations dans l'influent (la limite de détection étant de 0,1 µg/L), et la possibilité que les échantillons aient été contaminés lors de leur utilisation comme réactifs pour l'analyse de composés non volatils.

Adams et Clark (1991) ont estimé les paramètres de conception ayant le meilleur rapport coûtefficacité pour le traitement sur CAG en phase liquide du dichlorométhane dans l'eau potable. Le taux estimatif de consommation du charbon permettant de réduire une concentration de dichlorométhane de 100 µg/L dans l'influent à 5 µg/L dans l'effluent était de 5,1346 lb/1 000 gallons (0,615 kg/m3), pour un TCFV de 40 minutes et une durée de vie du fût de 22 jours. Dans ces conditions, il est possible d'obtenir une réduction de 95 % de la concentration de dichlorométhane dans l'eau potable. D'après Adams et Clark (1991), les composés organiques peu adsorbés tels que le dichlorométhane nécessiteraient une consommation de CAG plus élevée (une durée de vie du fût plus courte) en présence d'un contaminant organique à taux d'adsorption plus élevé, en raison de la concurrence d'adsorption et du déplacement.

7.1.3 Combinaison de l'aération par tour à garnissage et du charbon actif en grains

Les techniques d'aération combinées à l'adsorption sur CAG pourraient être très efficaces pour la production d'eau à faible concentration de COV dans l'effluent (Robeck et Love, 1983; McKinnon et Dyksen, 1984). L'étape de l'aération réduit la charge en matières organiques dans l'adsorbant et peut éliminer les composés en concurrence pour les sites d'adsorption; elle peut en outre accroître de façon significative la durée de vie des fûts de charbon (Hess et coll., 1981a; Stenzel et Gupta, 1985; U.S. EPA, 1991). Pour utiliser cette technique combinée, il faut prendre en compte les problèmes d'exploitation courants associés aux systèmes d'ATG et aux contacteurs d'adsorption sur CAG.

En combinant une tour de strippage à l'air à une série de trois adsorbeurs sur charbon à écoulement par gravité, il a été possible de réduire une concentration de dichlorométhane dans l'influent de 503 µg/L à une concentration dans l'effluent inférieure à 1 µg/L (McIntyre et coll., 1986). Les paramètres de conception de l'ATG comprenaient une charge hydraulique de 8,2 L/m2/s, un rapport air/eau de 200, une tour d'un diamètre de 1,2 m et une hauteur de garnissage de 7,3 m. Les adsorbeurs, à courant descendant, contenaient 3 630 kg de charbon actif chacun et avaient une hauteur de fût de 1,4 m. Le TCFV de chaque contacteur était de 15 minutes, à une charge hydraulique nominale de 2 L/m2/s.

7.1.4 Nouvelles techniques de traitement

D'autres techniques de traitement de l'eau potable visant l'élimination du dichlorométhane ont été élaborées, mais elles en sont encore au stade de l'évaluation à l'échelle pilote. Voici les principales :

  • Procédés d'oxydation avancés Une combinaison adéquate d'éclairage ultraviolet (UV), d'oxydants chimiques et de catalyseurs permet de générer des radicaux très réactifs, tels les radicaux hydroxyl, qui sont des oxydants forts et qui réagissent rapidement et de façon non sélective avec les contaminants organiques. Dans une étude pilote, aucune concentration de dichlorométhane n'a été détectée (la limite de détection n'était pas précisée) après 30 minutes de traitement avec une dose d'UV de 160 W/L combinée à une dose de 150 mg/L/min de peroxyde d'hydrogène (H2O2). La concentration de dichlorométhane dans l'influent d'eau souterraine contaminée se situait entre 2 et 3,0 mg/L (Hager et coll., 1987).
  • Faisceau d'électrons à haute énergie Cette technique consiste à injecter des électrons à haute énergie dans une solution aqueuse de contaminants afin de former des espèces chimiques très réactives (électrons aqueux, atomes d'hydrogène, radicaux hydroxyl) qui minéralisent les molécules organiques. Lors d'expériences pilotes, on a réussi à réduire des concentrations de dichlorométhane de 9,08, 41,6 et 108 mg/L dans l'influent à des concentrations respectives dans l'effluent de 0,77, 6,6 et 28,5 mg/L en augmentant la dose de traitement requise, ce qui correspond à des taux de réduction respectifs de 91,6 %, 84,17 % et 73,7 % (Mak et coll., 1997).
  • Distillation à la vapeur Ce procédé de séparation tire parti des différences sur le plan des propriétés thermodynamiques du liquide. La vapeur sert de gaz de distillation pour éliminer les COV de l'eau. Dans une étude pilote où un procédé de traitement à deux passages pour traiter une eau souterraine contaminée ayant une concentration de 9 700 mg/L dans l'influent, on a obtenu une concentration de dichlorométhane dans l'effluent inférieure à 1 mg/L (Landanowski et coll., 1992).
  • Biodégradation Certains microorganismes pourraient utiliser le dichlorométhane comme source unique de carbone et d'énergie pour leur croissance (Bruner et coll., 1980) et le minéraliser sous forme de produits finaux inoffensifs tels que le dioxyde de carbone, l'eau et le chlore (Klecka, 1982). Une application sur le terrain de techniques de traitement biologique s'est avérée efficace pour la biodégradation du dichlorométhane dans l'eau souterraine (Flathman et coll., 1992).
  • Pervaporation sur membrane La pervaporation est un procédé par lequel un flux de liquide contenant au moins deux contaminants est mis en contact avec un côté d'une membrane de polymère non poreuse tandis qu'un vide ou une purge de gaz est appliqué de l'autre côté. Les composés présents dans le flux liquide se sorbent dans la membrane, la traversent et s'évaporent en phase de vapeur. Des expériences en laboratoire réalisées avec des membranes à fibres creuses greffées de Laurylacrylate pour le remplissage des pores ont donné un bon rendement de séparation pour l'élimination du dichlorométhane de l'eau (Yamaguchi et coll., 2001).
  • Décomposition électrochimique Des transformations chimiques (décomposition) se produisent sur les électrodes en contact avec un électrolyte lorsqu'on y fait passer un courant électrique. Des études en laboratoire ont révélé qu'une électrode faite d'une poudre métallique de cuivre (Cu) décomposait 20 mg/L de dichlorométhane dans une solution aqueuse, avec une décomposition à 100 % à faible débit (Sonoyama et coll., 2001).

7.2 Échelle résidentielle

En règle générale, il n'est pas recommandé d'utiliser des dispositifs de traitement de l'eau potable pour effectuer un traitement additionnel de l'eau traitée par la municipalité. Lorsqu'un ménage tire son eau potable d'un puits privé, un dispositif de traitement résidentiel privé est une option possible pour réduire la concentration de dichlorométhane dans l'eau potable. Bien qu'aucun dispositif de traitement certifié ne soit actuellement disponible pour la réduction du dichlorométhane dans l'eau potable à l'échelle résidentielle, les dispositifs de filtrage sur charbon actif peuvent réduire efficacement la concentration de dichlorométhane. Ces systèmes de filtration peuvent être installés au robinet (point d'utilisation) ou au point d'entrée de l'eau dans la résidence. Les systèmes au point d'entrée sont préférables pour l'élimination des COV, car ils procurent de l'eau traitée non seulement pour la cuisine et la boisson mais aussi pour le bain et la lessive.

Avant d'installer un dispositif de traitement, il faut faire analyser l'eau pour déterminer ses caractéristiques chimiques générales et vérifier la présence et la concentration de dichlorométhane. Il est recommandé de faire effectuer périodiquement, par un laboratoire homologué, des analyses de l'eau qui entre dans le dispositif de traitement et de l'eau traitée, afin de vérifier l'efficacité de l'appareil. Les dispositifs peuvent perdre de leur capacité d'élimination avec le temps et l'usure; il faut les entretenir et les remplacer au besoin. Les consommateurs doivent consulter les recommandations du fabricant pour connaître la durée de vie prévue des éléments de leur dispositif de traitement.

Santé Canada ne recommande pas de marques particulières de dispositifs de traitement de l'eau potable, mais conseille vivement aux consommateurs de n'utiliser que les dispositifs certifiés par un organisme de certification accrédité comme étant conformes aux normes de NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI) régissant les produits liés à l'eau potable. Ces normes visent à préserver la qualité de l'eau potable en aidant à assurer l'innocuité des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec elle. Les organismes de certification garantissent qu'un produit est conforme aux normes applicables et doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN). Au Canada, les organismes suivants ont été accrédités par le CCN pour homologuer les dispositifs de traitement de l'eau potable et les produits liés à l'eau qui sont conformes aux normes NSF/ANSI (CCN, 2007) :

  • CSA International (www.csainternational.org);
  • NSF International (www.nsf.org);
  • Water Quality Association (www.wqa.org);
  • Underwriters Laboratories, Inc. (www.ul.com);
  • Quality Auditing Institute (www.qai.org); et
  • International Association of Plumbing and Mechanical Officials (www.iapmo.org).
  • On peut obtenir une liste à jour des organismes de certification accrédités sur le site Web du CCN (www.scc.ca).

8.0 Cinétique et métabolisme

8.1 Absorption

Le dichlorométhane est absorbé par le tube digestif, les poumons et la peau. Les données obtenues chez l'animal indiquent que le dichlorométhane dans l'eau est rapidement absorbé par le tube digestif et qu'on peut le détecter dans le sang peu après son ingestion. La quantité de dichlorométhane mesurée dans la partie supérieure du tube digestif de souris ayant reçu, par gavage, 10 ou 50 mg/kg poids corporel (p.c.) de dichlorométhane dans de l'eau ou de rats ayant reçu, par gavage également, 50 ou 200 mg/kg p.c. de dichlorométhane dans de l'eau diminuait rapidement dans le temps, surtout au cours des 40 premières minutes après l'administration. Chez les souris, on a observé une diminution similaire dans la partie inférieure du tube digestif, mais chez les rats on a retrouvé moins de 2 % de la dose administrée par gavage dans la partie inférieure du tube digestif. Des échantillons sanguins obtenus chez les rats et les souris 10 minutes après l'administration par gavage de la dose de dichlorométhane ont révélé la présence de fortes concentrations du solvant dans le sang (Angelo et coll., 1986a, 1986b).

DiVincenzo et Kaplan (1981) ont estimé que chez les humains entre 69 % et 75 % du dichlorométhane inhalé est absorbé à travers la surface des poumons. Il se produit une absorption rapide au cours de la première heure d'exposition au dichlorométhane par inhalation chez l'humain, les concentrations sanguines de dichlorométhane atteignant 0,2 mg/L chez les sujets exposés à 50 ppm dans l'air et 0,6 mg/L chez les sujets exposés à 100 à 200 ppm (DiVincenzo et Kaplan, 1981). L'augmentation de l'activité physique a entraîné une hausse de la quantité de dichlorométhane absorbée par inhalation chez les humains (Åstrand et coll., 1975). Lorsque l'exposition par inhalation est continue, il se produit chez les rats un plateau dans l'absorption nette de dichlorométhane dans le sang après 2 heures d'inhalation (McKenna et coll., 1982). Chez les humains, ce plateau se produit avant la fin de la période d'exposition de 7,5 heures (DiVincenzo et Kaplan, 1981); le laps de temps semble être indépendant de la concentration.

Aucune étude n'a mesuré la pénétration de l'eau contenant du dichlorométhane à travers la peau humaine dans des conditions normales; cependant, il existe des études portant sur la pénétration cutanée des solvants contenant de fortes concentrations de dichlorométhane. Les taux de pénétration cutanée du dichlorométhane liquide dépendent des caractéristiques de la peau (épaisseur, vascularité, âge, composition chimique), de la surface de peau exposée et de la durée de l'exposition (Stewart et Dodd, 1964). Le dichlorométhane est considéré comme étant lipophile et, par conséquent, l'absorption se produit probablement à travers la couche cornée de l'épiderme (McDougal et coll., 1986). Des études expérimentales indiquent que l'absorption du dichlorométhane à travers la peau humaine se produit plus lentement qu'à travers les poumons (Stewart et Dodd, 1964). Toutefois, un modèle PBPK laisse croire que la dose interne découlant de l'exposition cutanée des deux mains sans protection pendant 8 heures (la référence mentionne une exposition à des concentrations élevées de vapeur de dichlorométhane, mais elle ne chiffre pas la concentration) pourrait être supérieure à la dose interne résultant d'une exposition par inhalation à 25 ppm de dichlorométhane pendant une période de 8 heures (OSHA, 1997). Une étude effectuée par McDougal et coll. (1986) donne à penser que l'absorption cutanée de vapeur de dichlorométhane se fait plus rapidement chez les rats que chez l'humain, et les constantes de perméabilité concordaient pour les trois différentes concentrations dans l'air (30 000, 60 000 et 100 000 ppm), la moyenne calculée s'établissant à 0,28 cm/h.

8.2 Distribution

On a mesuré les concentrations de dichlorométhane et de radioactivité dérivée du [14C]dichlorométhane dans divers organes (foie, rein, poumon, cerveau, tissu musculaire) et dans les tissus adipeux chez des rats exposés par inhalation et par ingestion à du dichlorométhane radiomarqué, mais les concentrations dans les tissus déclinaient lorsque l'exposition cessait (Carlsson et Hultengren, 1975; McKenna et coll., 1982; Angelo et coll., 1986a, 1986b). Dans une étude où des rats étaient exposés à 557 ppm de dichlorométhane par inhalation pendant 1 heure, la plus grande quantité de dichlorométhane stockée une heure après l'exposition se trouvait dans le tissu adipeux blanc, mais les concentrations de dichlorométhane diminuaient plus rapidement dans ce tissu que dans le foie, les reins, les surrénales et le cerveau (Carlsson et Hultengren, 1975). Chez les souris, le dichlorométhane radiomarqué inhalé pendant 10 minutes (10 µL, apport de 461,3 mg/kg p.c.) était rapidement distribué, de fortes concentrations de dichlorométhane se retrouvant dans la substance blanche du cerveau, les tissus adipeux, le sang, le foie et les reins immédiatement après l'exposition; 30 minutes plus tard, la distribution était apparente dans les tissus ayant des taux élevés de renouvellement cellulaire ou de synthèse protéique (Bergman, 1979). Lors de l'autopsie d'un travailleur de 47 ans employé dans une usine de décapage de peinture, décédé des suites d'une surexposition accidentelle, on a mesuré des concentrations de dichlorométhane de 150 mg/L dans le sang, de 2 mg/L dans l'urine, de 122 mg/kg dans le cerveau, de 99 mg/kg dans la graisse, de 44 mg/kg dans le foie, de 20 mg/kg dans le poumon, de 15 mg/kg dans le rein et de 5,6 mg/kg dans le contenu de l'estomac (Goullé et coll., 1999). Lors d'autopsies d'autres personnes décédées d'une surexposition accidentelle au dichlorométhane au travail, on a détecté la substance dans les mêmes organes, ainsi que dans le cœur (Kim et coll., 1996) et la rate (Leikin et coll., 1990).

L'exposition maternelle au dichlorométhane peut donner lieu à une distribution du dichlorométhane et de ses métabolites chez le fœtus et les nourrissons allaités. Chez des rates Sprague-Dawley gravides, exposées à environ 500 ppm de dichlorométhane dans l'air, on a retrouvé du dichlorométhane et du monoxyde de carbone (un métabolite) dans le sang fœtal (Anders et Sunram, 1982). Les concentrations dans le sang, dans la membrane fœtale et chez le fœtus étaient plus élevées chez les femmes exposées à des concentrations moyennes de 25 ppm de dichlorométhane dans une usine de fabrication de caoutchouc industriel que chez des témoins non exposés à la substance dans leur milieu de travail. On a aussi mesuré des concentrations de dichlorométhane dans le lait maternel 5 à 7 heures après le début d'une période d'exposition, mais la concentration était minime 17 heures après l'exposition (Vosovaja et coll., 1974).

8.3 Métabolisme

Le processus de métabolisme du dichlorométhane est semblable pour toutes les voies d'exposition. La majeure partie du métabolisme du dichlorométhane a lieu dans le foie et les poumons, le foie étant l'organe où s'effectue principalement le métabolisme (Andersen et coll., 1987); cependant, le métabolisme oxydatif peut aussi avoir lieu dans d'autres tissus (Sweeney et coll., 2004).

Le métabolisme du dichlorométhane emprunte deux voies métaboliques. La voie de l'oxydase à fonction mixte (OFM) est dépendante du cytochrome microsomal P450 2E1 (CYP2E1), lequel métabolise le dichlorométhane en monoxyde de carbone (CO) et en dioxyde de carbone (CO2) (Starr et coll., 2006), avec comme intermédiaires du dichlorométhanol et du chlorure de formyle (Kubic et Anders, 1978). La deuxième voie métabolique du dichlorométhane met en jeu des enzymes cytosoliques glutathionStransférases (GST), qui métabolisent le dichlorométhane en dioxyde de carbone après la formation de formaldéhyde, d'acide formique et d'intermédiaires de conjugués de glutathion, soit le S-(chlorométhyle)glutathion, le S-(hydroxyméthyle)glutathion et le Sformylglutathion (Ahmed et Anders, 1976; 1978; Reitz, 1990; Green, 1997).

Bien que le dichlorométhane puisse être métabolisé par les deux voies en même temps, des études chez l'animal ont montré que la voie OFM était une voie de haute affinité et de faible capacité et qu'elle était donc prédominante à de faibles taux d'exposition, tandis que la voie GST a une affinité moindre, mais une plus grande capacité et elle est donc prédominante à des taux d'exposition plus élevés (Gargas et coll., 1986). Dans la voie OFM, les enzymes peuvent devenir saturés, ce qui explique l'absence d'augmentation liée à la dose de la production de carboxyhémoglobine (COHb) lors de fortes expositions (Rodkey et Collison, 1977) et entraîne une augmentation du métabolisme du dichlorométhane par une voie secondaire. Puisque la voie OFM peut devenir saturée, il est probable que les fortes expositions chroniques au dichlorométhane donneront lieu à un métabolisme qui se fera principalement par la voie GST.

Chez des rats exposés à 50 ppm de dichlorométhane par inhalation pendant 6 heures, on a mesuré la concentration de COHb à l'état d'équilibre comme étant de 3 % (pourcentage de saturation en monoxyde de carbone mesuré dans des échantillons de sang), tandis que chez des rats exposés à 500 ou à 1 500 ppm, cette concentration était de l'ordre de 10 à 13 % (McKenna et coll., 1982). L'absence de différence significative dans les concentrations de COHb chez les rats exposés à 500 ou 1 500 ppm indiquait une saturation de la voie OFM à ces concentrations.

Chez les humains, les taux de COHb dans le sang après l'exposition au dichlorométhane par inhalation ou ingestion étaient constamment plus élevés que les concentrations pré-exposition. Dans une gamme d'expériences différentes réalisées chez des humains, des expositions à des concentrations de 500 à 1 000 ppm de dichlorométhane pendant 1 ou 2 heures ont suscité des augmentations de la saturation en COHb chez la totalité des 11 sujets (Stewart et coll., 1972). Une femme de 56 ans, décédée environ 25 jours après avoir ingéré un décapant contenant du dichlorométhane, avait une concentration de l'ordre de 9 % dans le sang 1 heure après l'ingestion, et une concentration de pointe de 12,1 % 36 heures après l'ingestion (Hughes et Tracey, 1993). Des concentrations de COHb de l'ordre de 9 % chez des rats ayant reçu, en un seul gavage, 527 mg/kg p.c. de dichlorométhane (Wirkner et coll., 1997) laissent croire qu'il existe des similitudes sur le plan métabolique entre les animaux et les humains.

Chez l'humain, il y a polymorphisme de l'enzyme GST thêta 1 (GSTT1), un des enzymes intervenant dans la voie métabolique GST. Les personnes homozygotes pour le gène de type sauvage (c.-à-d. sans mutations) ont une activité métabolique complète, tandis que les hétérozygotes ou celles qui n'ont pas de copie du gène en question ont une capacité réduite ou nulle de métaboliser le dichlorométhane (Haber et coll., 2002). Selon le groupe ethnique, environ 10 à 64 % de la population américaine n'a pas de copie du gène GSTT1 (Nelson et coll., 1995).

L'activité de la GST est plus importante chez les souris que chez les rats ou les humains, comme en témoigne la présence de concentrations de GSTT1 et de GST thêta 2 (GSTT2) plus élevées dans les tissus des souris que chez les rats ou les humains (Reitz et coll., 1989; Mainwaring et coll., 1996). Les données in vivo indiquent également que les taux de métabolisme du GST sont plus élevés chez les souris que chez les rats. Chez les rats exposés à 500 ppm, le dichlorométhane a été métabolisé en grande partie, tandis qu'aux concentrations de 1 000, 2 000 et 4 000 ppm, concentrations auxquelles la voie OFM est saturée, il y avait peu d'activité métabolique additionnelle. Cependant, chez les souris, l'activité métabolique s'est poursuivie même après la saturation de la voie OFM, ce qui a été interprété comme une indication que le métabolisme se produisait par une voie secondaire (Green et coll., 1986). De plus, la quantité de dichlorométhane ou de ses métabolites qui s'est incorporée dans l'ADN des tissus des poumons ou du foie était de 2 à 4 fois plus importante chez les souris que chez les rats, lorsque les animaux étaient exposés à une concentration de 4 000 ppm, ce qui aurait fait de la GST la voie métabolique principale (Green et coll., 1988).

8.4 Excrétion

L'excrétion du dichlorométhane ne varie pas en fonction de la voie d'exposition. La principale voie d'excrétion du dichlorométhane est l'air expiré, l'urine étant la seconde. Chez des adultes exposés à 100 ou à 200 ppm par inhalation sur une période allant de 2 à 4 heures, les concentrations de dichlorométhane dans l'haleine diminuaient exponentiellement après l'exposition, chutant de 20 ppm 1 minute après l'exposition, à environ 5 ppm après 30 minutes, puis moins de 1 ppm après 5 heures (DiVincenzo et coll., 1972). Après une exposition de deux heures, la concentration moyenne de dichlorométhane dans des échantillons d'urine recueillis sur une période de 24 heures était de 22,6 µg chez les sujets exposés à la concentration de 100 ppm et de 81,5 µg chez ceux exposés à la concentration de 200 ppm.

Dans une étude de gavage chez des rats, l'excrétion totale du dichlorométhane radiomarqué ou de ses métabolites (mesurée sous forme de CO, de CO2 ou de dichlorométhane) dans l'air expiré durant une période de 48 heures après une exposition à une dose unique de 1 ou de 50 mg/kg p.c. de dichlorométhane radiomarqué dans une solution aqueuse était de 78 % et de 90 %, respectivement (McKenna et Zempel, 1981). L'urine constituait l'autre voie majeure d'excrétion, 2 % de la substance radiomarquée ayant été excrété par cette voie chez le groupe qui a reçu la dose faible et 5 % chez le groupe qui a reçu la dose élevée. Chez des rats ayant inhalé 50, 500 ou 1 500 ppm de dichlorométhane radiomarqué, la majeure partie du composé d'origine radiomarqué et de ses métabolites a été retrouvée dans l'air expiré (McKenna et coll., 1982). Chez les groupes ayant reçu 50, 500 et 1 500 ppm, l'expiration comptait respectivement pour 58 %, 71 % et 79 % de l'excrétion; l'excrétion dans l'urine représentait entre 7,2 et 8,9 % de la dose absorbée, tandis que l'excrétion dans les matières fécales représentait entre 1,9 et 2,3 %. Aucun composé volatil dans l'urine ne contenait du carbone radiomarqué; par conséquent, McKenna et coll. (1982) ont émis l'hypothèse que les métabolites, plutôt que le composé d'origine, étaient excrétés dans l'urine.

On a constaté l'excrétion pulmonaire de dichlorométhane, de CO et de CO2 30 minutes après l'exposition, chez des souris et des rats ayant reçu pendant 14 jours, par gavage, des doses quotidiennes de 50 mg/kg p.c. de dichlorométhane dans de l'eau (souris et rats), de 200 mg/kg p.c. de dichlorométhane dans de l'eau (rats) ou des doses de 500 ou 1 000 mg/kg p.c. dans de l'huile de maïs (souris) (Angelo et coll., 1986a, 1986b). Dans ces deux études, les taux de dichlorométhane expiré étaient supérieurs aux taux des métabolites expirés pour toutes les doses, espèces et périodes, et les taux de CO2 expirés étaient supérieurs aux taux de CO.

À mesure que la concentration de dichlorométhane à laquelle les animaux sont exposés augmente, le pourcentage de dichlorométhane expiré sous forme de métabolites diminue. Chez les rats exposés à 50 ppm de dichlorométhane pendant 6 heures, 5 % du dichlorométhane a été expiré sous la forme du composé d'origine, tandis que chez les rats exposés à 500 et 1 500 ppm, l'expiration du dichlorométhane était de l'ordre de 30 % et 55 %, respectivement (McKenna et coll., 1982). Des résultats similaires ont été observés lors de l'exposition par gavage. Pour toutes les périodes chez les rats et pour la plupart des périodes chez les souris, le pourcentage de dichlorométhane expiré sous forme de métabolites était supérieur chez les animaux ayant reçu par gavage 50 mg/kg p.c. de dichlorométhane dans de l'eau que chez ceux ayant reçu de plus fortes doses de dichlorométhane dans de l'eau ou dans de l'huile de maïs (Angelo et coll., 1986a, 1986b). Chez les rats qui ont reçu 1 ou 50 mg/kg p.c. de dichlorométhane dans de l'eau par gavage, la quantité de dichlorométhane dans l'air expiré augmentait de 12 % à 72 % avec la dose (McKenna et Zempel, 1981).

La majeure partie du dichlorométhane et de ses métabolites est excrétée après l'exposition. La quantité totale de dichlorométhane ou de ses métabolites excrétée par l'une ou l'autre des voies dans les 48 heures suivant l'administration par gavage d'une dose unique de 1 ou de 50 mg/kg p.c. correspondait à 92 % et à 96 % de la dose initiale, respectivement (McKenna et Zempel, 1981).

8.5 Modèles PBPK

Dans le cadre de l'évaluation des risques du dichlorométhane pour la santé humaine, la modélisation pharmacocinétique à base physiologique (PBPK) s'avère utile, car aucune donnée de toxicité appropriée n'est disponible concernant les humains qui ingèrent du dichlorométhane dans l'eau potable, les études d'ingestion chez les animaux sont limitées et les différences entre les métabolites de la voie GST générés à des concentrations fortes et faibles ne sont pas linéaires. Les renseignements tirés des modèles PBPK ont été utilisés pour prendre en compte la saturation de la voie OFM, ce qui permet de réduire l'incertitude dans les évaluations des risques associés au dichlorométhane.

La plupart des modèles PBPK pour le dichlorométhane reposent sur le modèle d'Andersen et coll. (1987). Ce modèle permet des estimations de l'exposition pour le dichlorométhane en fonction des voies d'exposition (par inhalation ou par ingestion); il regroupe les tissus corporels en trois compartiments (poumon, gras, foie), et selon que le compartiment est irrigué abondamment ou lentement, le métabolisme se produisant dans les compartiments du poumon et du foie. Plusieurs chercheurs ont apporté divers ajustements au modèle afin qu'il cadre avec les objectifs de différentes études.

Aux fins de la présente évaluation des risques, on a utilisé la modélisation PBPK pour effectuer des extrapolations des voies d'exposition, des doses fortes à faibles et de la souris à l'humain (Hamelin et coll., 2009). Le modèle de souris a d'abord été basé sur le modèle d'Andersen et coll. (1987) puis précisé à l'aide du modèle de Marino et coll. (2006). Le modèle d'Andersen et coll. (1987) a aussi servi de base au modèle humain et a été précisé à l'aide du modèle de David et coll. (2006). Les concentrations externes de dichlorométhane associées à un risque excédentaire de cancer de 10-4, 10-5 et 10-6, comme elles ont été calculées dans le cadre de l'étude du National Toxicology Program (NTP) de 1986, ont été utilisées dans le modèle PBPK de souris pour calculer la dose interne associée à chacun des niveaux de risque (mesurée d'après la quantité de métabolites produits par l'enzyme GST dans le foie, et l'aire sous la courbe pour les concentrations de dichlorométhane dans le foie). Ces doses internes associées à chacun des niveaux de risque sont les données que l'on a utilisées dans le modèle PBPK pour les humains, et l'on a calculé les doses externes chez les humains qui donneraient lieu à ces doses internes. On a ainsi obtenu pour les humains une dose externe dans l'eau potable qui serait associée à un risque excédentaire de cancer de 10-4, 10-5 et 10-6, lorsque l'exposition quotidienne à l'eau potable se fait par ingestion de 1,5 L d'eau et par une exposition cutanée et par inhalation pendant une douche d'une durée de 30 minutes.

De nombreux autres modèles PBPK ont été élaborés pour le dichlorométhane. Des modèles ont servi à extrapoler pour les humains des résultats expérimentaux obtenus chez des rats (Portier et Kaplan, 1989; Andersen et coll., 1991; Reitz et coll., 1996) et chez des souris (Reitz, 1990; Andersen et Krishnan, 1994; ElMasri et coll., 1999; Marino et coll., 2006). La variation intraspécifique a également été incorporée dans les modèles PBPK en tenant compte de la variation du métabolisme du dichlorométhane due à des différences génétiques dans l'enzyme GSTT1 (ElMasri et coll., 1999; Jonsson et Johanson, 2001), aux divers niveaux d'activité (Dankovic et Bailer, 1994; Jonsson et Johanson, 2001; Jonsson et coll., 2001) et aux variances des données pharmacocinétiques, physiologiques et biochimiques saisies dans le modèle (Portier et Kaplan, 1989; Sweeney et coll., 2004). Des modèles ont aussi été élaborés pour déterminer les doses équivalentes pour les tissus cibles entre l'exposition par inhalation et l'exposition par voie orale (Reitz, 1990; Andersen et coll., 1991; Reitz et coll., 1996), ainsi que la variation de la production de métabolites entre des doses fortes et faibles (Andersen et coll., 1987; Andersen et Krishnan, 1994; ElMasri et coll., 1999; Jonsson et Johanson, 2001; Jonsson et coll., 2001).

9.0 Effets sur la santé

9.1 Effets chez les humains

9.1.1 Toxicité aiguë

On a signalé des effets aigus chez des humains ayant été exposés au dichlorométhane par ingestion, dans le cas d'empoisonnements accidentels ou de tentatives de suicide. Un homme de 38 ans est demeuré inconscient pendant 14 heures après avoir ingéré entre 0,57 et 1,14 L (1 à 2 chopines impériales) de Nitromors, un décapant pour peinture contenant de fortes concentrations de dichlorométhane (la composition exacte du produit est inconnue, mais l'ATSDR [2000] estime que l'exposition serait l'équivalent de 9 000 à 18 000 mg/kg p.c. de dichlorométhane). On a observé chez lui une tachypnée, une hémoglobinurie, une acidose métabolique, un œdème et des ulcérations des cordes vocales et de l'épiglotte, ainsi qu'une diminution de la réactivité et une hémorragie gastrointestinale. La peau présentait des cloques aux endroits qui ont probablement été en contact avec le liquide (Roberts et Marshall, 1976). Cette personne a finalement guéri, mais les ulcères qui s'étaient développés dans le jéjunum sont devenus des diverticules. Dans un autre cas, une femme âgée de 56 ans avait ingéré approximativement 300 mL de Nitromors (Hughes et Tracey, 1993). Elle a repris connaissance après environ 14 heures; un taux maximal de carboxyhémoglobine (COHb) de 12,1 % a été observé 36 heures après l'exposition. La femme est décédée trois semaines après l'incident; de graves effets indésirables ont été constatés dans les reins, les poumons, le pancréas et la partie supérieure du tube digestif. Des études de cas concernant cinq hommes et une femme qui avaient ingéré de 25 à 350 mL de dichlorométhane (soit de 384 à 4 794 mg/kg p.c. selon les rapports de l'OEHHA [2000]) ont indiqué que plusieurs des patients présentaient des douleurs abdominales, des lésions caustiques de la peau et des tissus internes, une tension artérielle élevée ou basse, de la fièvre, une leucocytose, une tachypnée, une insuffisance respiratoire et un coma (Chang et coll., 1999). Les deux personnes exposées aux plus fortes concentrations ont toutes deux souffert d'insuffisance rénale. Chez l'unique sujet qui n'a pas survécu, on a mesuré des concentrations de COHb de l'ordre de 35 %.

L'inhalation de courte durée de très fortes concentrations de dichlorométhane a causé des douleurs à l'aine (Fairfax et coll., 1996), des douleurs abdominales (Miller et coll., 1985), une congestion des organes (Kim et coll., 1996), une acidose métabolique (Leiken et coll., 1990), une élévation des enzymes hépatiques (Miller et coll., 1985; Leiken et coll., 1990), une nécrose tubulaire aiguë (Miller et coll., 1985) et une foule d'effets indésirables sur le système nerveux central (Memon et Davidson, 1981; Miller et coll., 1985; Leiken et coll., 1990; Fairfax et coll., 1996; Nager et O'Connor, 1998) et sur l'appareil cardiorespiratoire (Leiken et coll., 1990; Nager et O'Connor, 1998).

Des études cliniques ont également mesuré les effets neurocomportementaux chez les humains après des expositions aiguës au dichlorométhane. Des adultes volontaires ont inhalé 200 ppm de dichlorométhane, 70 ppm de monoxyde de carbone ou aucun monoxyde de carbone ni solvant pendant 4 heures (Putz et coll., 1979); l'exposition au monoxyde de carbone ou au dichlorométhane a donné lieu à une concentration de COHb d'environ 5 %. Après l'exposition au monoxyde de carbone ou au dichlorométhane, on a détecté des altérations importantes de la capacité visuelle périphérique (après 1,5 heure d'exposition), de la vigilance (après 2 heures d'exposition) et de la performance auditive (après 3 heures d'exposition). Après une exposition de 3 heures, la vigilance et la capacité visuelle étaient bien plus gravement atteintes dans le cas de l'exposition au dichlorométhane que dans le cas de l'exposition au monoxyde de carbone; aucune observation du genre n'a été faite en ce qui concerne les troubles auditifs. La fréquence critique de fusion, la vigilance auditive et la performance psychomotrice ont également été affectées chez des femmes volontaires exposées à environ 300, 500 ou 800 ppm de dichlorométhane par inhalation pendant plus de 3 heures (Winneke, 1974).

9.1.2 Toxicité subchronique et chronique et cancérogénicité

Les études sur les effets de l'exposition subchronique et chronique au dichlorométhane chez les humains sont limitées; la plupart portent sur des expositions chroniques en milieu de travail. Les études épidémiologiques les plus utiles aux fins de l'évaluation des effets chroniques sur la santé et de la cancérogénicité associés au dichlorométhane sont les études prospectives et rétrospectives de cohortes sur des travailleurs exposés au produit en milieu de travail. Dans ces études de cohortes, l'exposition chronique au dichlorométhane n'a pas été associée à des augmentations constantes de la mortalité due ou non au cancer. Dans certaines études publiées, des hausses de la mortalité due à la maladie hypertensive, aux décès accidentels, au cancer du pancréas, ou au cancer du foie ou des voies biliaires ont été associées à des expositions professionnelles au dichlorométhane; toutefois, les augmentations cessaient d'être significatives après des périodes de suivi plus longues et elles n'ont été observées que dans une seule cohorte. Par conséquent, l'ensemble des études en milieu de travail indique qu'il est peu probable que l'exposition au dichlorométhane soit associée à une augmentation, chez l'humain, du risque de cancer de tous genres.

Les employés masculins de l'entreprise Eastman Kodak qui ont travaillé dans des locaux où ils ont été exposés pendant au moins 1 an au dichlorométhane, entre 1964 et 1970, ont fait l'objet de suivis jusqu'en 1994 (Friedlander et coll., 1978; Hearne et Friedlander, 1981; Hearne et coll., 1987, 1990; Hearne et Pifer, 1999). Dans toutes les études, à l'exception des deux premières (Friedlander et coll., 1978; Hearne et Friedlander, 1981), les travailleurs ont été regroupés en fonction des niveaux cumulatifs d'exposition. Les expositions moyennes pondérées dans le temps (MPT) de 8 heures variaient de < 1 à 520 ppm de 1946 à 1965, de < 1 à 300 ppm de 1966 à 1985 et de < 1 à 100 ppm de 1986 à 1994. Dans l'étude initiale de Kodak, Friedlander et coll. (1978) ont examiné les décès dus à une variété de causes. La seule hausse significative de mortalité due à une autre cause que le cancer a été observée dans le cas de la maladie hypertensive, lorsque les sujets étudiés étaient comparés à des sujets témoins de Kodak (≤ 0,05). Cependant, lorsqu'on a examiné seulement les employés qui avaient été exposés pendant au moins 20 ans en 1964, les taux élevés d'hypertension n'ont plus été constatés. Les sujets ont ensuite été suivis dans de nouvelles études pendant une période additionnelle de 4 ans (Hearne et Friedlander, 1981), de 8 ans (Hearne et coll., 1987) ou de 12 ans (Hearne et coll., 1990), sans que l'on observe des taux significativement élevés de décès dans la cohorte globale ou encore dans les groupes d'exposition pour ce qui est des deux dernières études. Dans l'étude la plus récente, la cohorte a été suivie jusqu'en 1994 (Hearne et Pifer, 1999); là encore on n'a pas observé de taux élevés de mortalité due à d'autres causes que le cancer en comparant les résultats avec des témoins de l'État de New York ou de Kodak. Dans toute la série d'études, le seul excès de mortalité par cancer dont l'importance était presque significative était lié au cancer du pancréas. Dans l'étude initiale de Kodak (Friedlander et coll., 1978), cinq décès dus au cancer du pancréas ont été relevés (n prévu = 4,7). La première étude de suivi (Hearne et coll., 1981), qui visait un plus petit groupe issu de l'étude initiale (des travailleurs ayant été plus susceptibles d'être exposés au produit) pendant quatre années supplémentaires, fait état de trois décès dus au cancer du pancréas dans la cohorte totale (n prévu = 2,36). Dans la cohorte exposée pendant plus de 20 ans, il y a eu 2 décès dus au cancer du pancréas (n prévu = 1,34). Aucun des excès n'était significatif (toutes les valeurs de p > 0,05). Dans l'étude suivante (Hearne et coll., 1987), on a obtenu un excès presque significatif avec huit cas de décès dus au cancer du pancréas (n prévu = 3,1), dont quatre appartenaient aux groupes du taux d'exposition le plus élevé et de la plus longue période de latence. La valeur de p pour cette observation était supérieure à 0,01, ce qui était la valeurseuil de Hearne et coll. (1987) pour les cancers qui n'avaient pas été préalablement observés chez des animaux. Toutefois, cet excès était statistiquement significatif à p < 0,05 (Mirer et coll., 1988). Lorsque la cohorte a été suivie jusqu'en 1988, on n'a pas signalé d'autres décès dus au cancer du pancréas dans la cohorte, mais les huit décès étaient encore en excès par rapport au nombre prévu (n prévu = 4,2) (Hearne et coll., 1990). L'étude ne mentionne pas si la valeur p dans ce scénario était < 0,05, puisque les chercheurs visaient encore une signification statistique à p = 0,01. Dans la plus récente étude de suivi (Hearne et Pifer, 1999), aucun nouveau cas de décès dû au cancer du pancréas n'a été constaté dans la cohorte originale; par conséquent, le ratio standardisé de mortalité (RSM) a diminué et le nombre élevé de cas n'était pas significatif (n observé = 8, n prévu = 5,1, RSM = 155, intervalle de confiance [IC] à 95 % = 67-306). On n'a constaté aucune relation dose-réponse, avec 4 décès dans le groupe de < 400 ppm-années et 2 décès dans chacun des groupes de 8001 199 et > 1 200 ppm-années (Hearne et Pifer, 1999).

La cohorte de l'usine Celriver de l'entreprise Hoechst Celanese, située à Rock Hill en Caroline du Sud, comprenait 1 271 hommes et femmes qui avaient travaillé dans les secteurs de l'usine où se fait la préparation et l'extrusion du triacétate de cellulose (TAC) pendant au moins trois mois entre le 1er janvier 1954 et le 1er janvier 1977. La cohorte a été suivie jusqu'en 1990 (Ott et coll., 1983b, 1983d; Lanes et coll., 1990, 1993; Soden, 1993). On a mesuré les expositions moyennes au dichlorométhane pondérées dans le temps (8 heures) : elles allaient d'une valeur inférieure aux limites de détection jusqu'à 1 700 ppm (Lanes et coll., 1990), avec des valeurs médianes de 140 ppm pour les tâches associées à une faible exposition, 280 ppm pour les tâches associées à une exposition modérée et 475 ppm pour les tâches associées à une forte exposition (Ott et coll., 1983a). Cependant, dans le cadre de ces études, les employés n'ont pas été répartis en groupes d'exposition, sauf pour ce qui est des analyses hématologiques et des électrocardiogrammes. Dans toute la série d'études, la seule hausse significative de la mortalité due à des causes autres que le cancer à plus d'une période était celle des décès accidentels. Ce nombre de décès était significativement supérieur chez les hommes dans l'étude initiale (RSM = 2,5, p < 0,05; Ott et coll., 1983b) et dans la première étude de suivi (RSM = 1,64, IC à 95 % = 1,05-2,47; Lanes et coll., 1990), mais dans la plus récente étude de suivi (Lanes et coll., 1993), le nombre de décès accidentels demeurait plus élevé que prévu, mais l'augmentation n'était plus significative (RSM = 1,51, IC à 95 % = 0,97-2,28). Des tentatives ont été faites pour déterminer si l'exposition au dichlorométhane était reliée à des changements mesurables dans le foie, le cœur ou le système nerveux des membres de la cohorte (Ott et coll., 1983c; Soden, 1993). Des changements dans les taux sériques de bilirubine, d'alanineaminotransférase (ALT) et d'aspartate aminotransférase (AST), les taux d'hémoglobine et les valeurs de l'hématocrite ont été associés à l'exposition au dichlorométhane dans certains groupes de l'étude initiale (Ott et coll., 1983c), mais dans une étude plus récente, on n'a constaté aucune différence significative sur le plan des paramètres chimiques sanguins liés à la fonction hépatique entre les travailleurs exposés et les travailleurs témoins (Soden, 1993). On n'a pas non plus constaté de différence significative entre les relevés d'électrocardiogrammes (ECG) des travailleurs exposés au dichlorométhane et ceux des travailleurs non exposés (Ott et coll., 1983d), et les réponses à un questionnaire sur les antécédents médicaux indiquaient l'existence de symptômes cardiaques et neurologiques similaires chez les travailleurs, qu'ils aient été exposés ou non (Soden, 1993). L'étude initiale sur la mortalité (Ott et coll., 1983b) n'a relevé aucun excès significatif dans la fréquence des cancers chez les employés. Dans l'étude de suivi subséquente à l'étude initiale (Lanes et coll., 1990), le nombre de décès dus au cancer des voies biliaires ou au cancer du foie s'élevait à quatre, ce qui, comparativement aux témoins du comté, constituait un excès significatif (RSM = 5,75, IC à 95 % = 1,82-13,78). Dans l'étude de suivi subséquente (Lanes et coll., 1993), aucun nouveau décès dû au cancer des voies biliaires ou du foie n'a été observé et l'excès n'était plus significatif (RSM = 2,98, IC à 95 % = 0,81-7,63). Toutefois, une analyse portant uniquement sur les employés ayant travaillé à l'usine pendant plus de 10 ans et ayant eu une période de latence d'au moins 20 ans depuis la dernière exposition, soit une catégorie qui englobait les 4 cas de cancer, a révélé un excès significatif de cas de cancer (RSM = 5,83, IC à 95 % = 1,59-14,92). Puisque les employés n'étaient pas répartis en groupes selon leur niveau d'exposition, il n'est pas possible de déterminer si la hausse était liée à l'exposition. Lanes et coll. (1990) ont émis l'hypothèse qu'un des travailleurs morts d'un cancer des voies biliaires aurait été exposé à une faible dose cumulative de dichlorométhane, tandis que les deux autres auraient probablement subi une exposition cumulative importante au dichlorométhane; ils n'ont fourni aucun renseignement concernant l'exposition du sujet décédé d'un cancer du foie.

La cohorte de l'usine Amcelle d'Hoechst Celanese, située à Cumberland au Maryland, comprenait 3 211 travailleurs employés dans l'établissement pendant au moins 3 mois entre 1970 et 1981, et qui ont été suivis jusqu'au 31 décembre 1989 (Gibbs et coll., 1996). Les concentrations maximales de dichlorométhane mesurées dans des échantillons d'air prélevés à la fin des années 1960 étaient de 1 250 ppm, tandis qu'au cours des années précédant la fermeture de l'usine, les employés étaient exposés à des concentrations maximales de 300 ppm. Les employés ont été répartis en divers groupes d'exposition en fonction de leurs antécédents de travail et des données d'échantillonnage de l'air recueillies dans le cadre du programme d'hygiène industrielle. On n'a relevé aucune augmentation significative du nombre de décès dus à des causes autres que le cancer, quel que soit le niveau d'exposition. Lorsqu'on a analysé la durée de l'exposition dans le groupe de forte exposition, on a observé une relation inverse apparente entre la durée de l'exposition et le nombre de décès dus à une cardiopathie ischémique. On a observé des hausses non significatives de décès dus au cancer de la prostate et au cancer du col de l'utérus lorsqu'on a comparé les divers groupes d'exposition aux témoins du comté, mais lorsqu'on prenait en compte la durée de l'exposition et la période de latence, ces augmentations étaient significatives. Une augmentation non significative de la mortalité due au cancer de la prostate a été observée dans les groupes d'hommes fortement exposés (RSM = 179,2, IC à 95 % = 95,4-306,4), faiblement exposés (RSM = 140,3, IC à 95 % = 64,2-266,4) et non exposés (RSM = 104,4, IC à 95 % = 21,5-305,1). Des augmentations importantes du nombre de décès par cancer de la prostate ont été observées chez les travailleurs masculins ayant été fortement exposés et dont l'exposition initiale remontait à au moins 20 ans (RSM = 208,4, p < 0,05) ou chez ceux dont la période de latence était de 20 ans et qui avaient été exposés pendant au moins 20 ans (RSM = 290,9, p < 0,05). Chez les femmes, le nombre de décès par cancer du col de l'utérus était élevé, mais pas de façon significative, avec des intervalles de confiance très larges en raison de la faible incidence de la maladie (fortement exposées : RSM = 540,2, IC à 95 % = 13,5-3 010,3, un cas; faiblement exposées : RSM = 296,4, IC à 95 % = 96,2-691,7, cinq cas; non exposées : RSM = 702,0, IC à 95 % = 17,5-3 911,3, un cas). La mortalité due au cancer du col de l'utérus a augmenté de façon significative dans le groupe des femmes faiblement exposées ayant une période de latence d'au moins 20 ans (RSM = 802,2, p < 0,01) (Gibbs et coll., 1996).

Dans un certain nombre d'études castémoins, on a tenté de déterminer s'il existait un risque accru de différents types de cancer lié à l'exposition au dichlorométhane. Ces études castémoins donnent à penser qu'il pourrait y avoir des risques accrus de cancer du sein (Cantor et coll., 1995), de tumeurs du système nerveux central (Cocco et coll., 1999) et de tumeur astrocytaire du cerveau (Heineman et coll., 1994) dus à l'exposition au dichlorométhane. Une étude de cohorte réalisée auprès de travailleurs du secteur de l'entretien des aéronefs et portant principalement sur l'exposition au trichloréthylène mais qui a aussi relevé les effets d'une vaste gamme d'autres produits chimiques évoquait une association entre l'exposition au dichlorométhane et le décès dû à un myélome multiple (Spirtas et coll., 1991). Dans l'étude de suivi subséquente, le risque de décès par myélome multiple était encore élevé chez les travailleurs exposés au dichlorométhane, mais ce risque n'était plus significatif (Blair et coll., 1998). Le risque d'être atteint d'un cancer du foie ou du tractus biliaire a été étudié dans divers milieux de travail, chez des travailleurs exposés à de nombreux produits chimiques différents, mais l'apparition de ces cancers n'a pas été associée au dichlorométhane (Bond et coll., 1990).

9.1.3 Toxicité pour le développement et la reproduction

Aucune étude épidémiologique n'a exploré les effets de l'ingestion de dichlorométhane sur le développement et la reproduction. Mis à part une étude en population, toutes les autres études sur le développement et la reproduction sont basées sur des travailleurs exposés. Ces études présentent des disparités en ce qui concerne les associations entre l'exposition parentale au dichlorométhane et la toxicité mesurée sur le plan du développement et de la reproduction.

Bell et coll. (1991) ont réalisé une étude pour déterminer si les taux de dichlorométhane dans l'air ambiant avaient un effet sur le poids à la naissance. Ils se sont procurés les certificats de naissance de tous les enfants nés entre 1976 et 1987 dans le comté de l'État de New York où se situe Kodak Park. Après exclusion des naissances multiples, des nourrissons pesant moins de 750 g et des enfants de race autre que blanche, il restait au total 91 302 sujets. À l'aide d'un modèle pour prédire les concentrations annuelles moyennes de dichlorométhane au niveau du sol dans divers secteurs de recensement du comté, on a classé ces derniers selon le niveau d'exposition : élevée (50 µg/m3), modérée (25 µg/m3), faible (10 µg/m3) ou nulle. On n'a observé aucune différence significative du poids à la naissance entre les enfants de la catégorie d'exposition nulle et ceux des autres catégories d'exposition.

Certains chercheurs ont évalué les effets de l'exposition professionnelle au dichlorométhane sur le sperme et les spermatozoïdes. Kelly (1988) a résumé les rapports de cas portant sur quatre hommes qui avaient été exposés au dichlorométhane par voie cutanée et par inhalation et qui s'étaient plaints de problèmes génitourinaires et abdominaux; tous les échantillons de sperme obtenus de ces sujets présentaient des numérations de spermatozoïdes mobiles inférieures à 20 millions/mL, cette valeur étant considérée par l'Organisation mondiale de la santé (OMS) comme étant la valeur de référence (OMS, 1999). Cette étude, qui comptait un petit nombre de sujets (n = 8) et qui donne à penser que l'exposition par inhalation a inhibé la production de spermatozoïdes, n'a pas encore été appuyée par d'autres études épidémiologiques (Wells et coll., 1989; Lemasters et coll., 1999).

Des études épidémiologiques effectuées en Suède et en Finlande se sont penchées sur les associations entre les expositions professionnelles paternelles et maternelles et les fausses couches. Aucune de ces études n'a tenu compte du niveau d'exposition. Lindbohm et coll. (1984) ont utilisé la désignation de l'emploi et le type de milieu de travail mentionnés dans les recensements pour déterminer le potentiel d'exposition à diverses classes de produits chimiques des femmes et des maris des femmes qui figuraient au registre des congés du Finnish Hospital comme ayant donné naissance ou ayant subi une fausse couche ou un avortement provoqué entre 1973 et 1976; l'étude a été ultérieurement mise à jour afin d'inclure les femmes satisfaisant à ces critères pour la période de 1973 à 1982 (Lindbohm et coll., 1991). Dans la première étude, on n'a pas constaté d'augmentation des fausses couches chez les femmes que l'on supposait avoir été exposées aux solvants ou dont on supposait que les maris avaient été exposés aux solvants (Lindbohm et coll., 1984); comme les catégories de solvants n'ont pas été précisées, aucun résultat propre au dichlorométhane n'était disponible. Dans la deuxième étude (Lindbohm et coll., 1991), la classe des solvants a été subdivisée et on a inclus le dichlorométhane dans les catégories de solvants utilisés dans la fabrication de produits de caoutchouc (avec le 1,1,1trichloroéthane) et dans la fabrication de médicaments (avec le chloroforme). Les chercheurs ont associé une hausse importante du nombre d'avortements spontanés (Lindbohm et coll., 1991) à une exposition paternelle aux solvants utilisés dans la fabrication de produits de caoutchouc (rapport de cotes (RC) = 1,9, IC à 95 % = 1,2-2,8), mais pas aux solvants utilisés dans la fabrication de médicaments (RC = 0,5, IC à 95 % = 0,2-1,7). Ils ont également associé une augmentation significative du risque d'avortements spontanés aux pères qui travaillaient dans la fabrication de produits de caoutchouc (RC = 1,5, IC à 95 % = 1,1-2,2). L'exposition des mères n'a pas été examinée dans cette dernière étude.

Une étude portant sur des femmes ayant travaillé dans les laboratoires d'une université suédoise entre 1968 et 1979 n'a pas établi une augmentation du risque de fausses couches chez les travailleuses exposées au dichlorométhane (Axelsson et coll., 1984). Toutefois, une augmentation presque significative des fausses couches (RC = 2,3, IC à 95 % = 1,0-5,7, valeur p = 0,06) a été observée chez les femmes exposées au dichlorométhane qui avaient travaillé dans des usines pharmaceutiques finlandaises entre 1973 et 1980 pendant au moins une semaine au cours du premier trimestre de leur grossesse (Taskinen et coll., 1986). Lorsqu'on a regroupé les femmes exposées au dichlorométhane en fonction de la fréquence de l'exposition, les femmes qui avaient été exposées une fois ou plus par semaine présentaient un risque plus élevé de fausse couche que celles qui avaient été exposées moins fréquemment qu'une fois par semaine, mais ces risques n'étaient pas accrus de manière significative dans l'un ou l'autre de ces groupes en comparaison des travailleuses non exposées.

Une étude menée aux PaysBas a tenté de déterminer s'il existait un lien entre la profession de coiffeuse et un retard de conception ou une augmentation de l'incidence des avortements spontanés, d'un faible poids à la naissance, des naissances avant terme ou des malformations majeures (Kersemaekers et coll., 1997). Les chercheurs ont établi deux périodes d'étude, 1986-1988 et 1991-1993, car en 1990 les PaysBas ont restreint l'utilisation du dichlorométhane et de certaines formulations de teinture dans cette industrie. Aucune différence importante par rapport aux témoins n'a été relevée en ce qui concerne le retard de conception, le poids à la naissance, les naissances prématurées ou les malformations majeures. Une augmentation non significative des fausses couches a été observée au cours de la période d'étude de 19861988 (RC = 1,6, IC à 95 % = 0,8-1,6), mais non au cours de la deuxième période d'étude (RC = 0,9, IC à 95 % = 0,7-1,1).

9.2 Effets chez les animaux de laboratoire

Chez les animaux exposés à de fortes concentrations de dichlorométhane pendant de courtes périodes, le système cible en matière de toxicité est le système nerveux central. De fortes concentrations de dichlorométhane peuvent aussi irriter les tissus au contact. Le foie est l'organe cible chez les animaux exposés à de faibles concentrations de dichlorométhane dans des études de toxicité subchronique et chronique. Des effets neurotoxiques et des effets sur les reins ont également été observés chez les animaux exposés au dichlorométhane, ainsi que des effets sur les poumons chez les animaux exposés par inhalation. Des tumeurs du foie, du poumon et de la glande mammaire ont aussi été associées à des expositions au dichlorométhane, principalement lorsque la voie d'exposition était l'inhalation.

9.2.1 Toxicité aiguë

Plusieurs études de toxicité aiguë par voie orale ont été effectuées relativement au dichlorométhane. Cependant, ces études ne sont pas représentatives de l'exposition humaine, car les doses étaient administrées en bolus unique, et les concentrations étaient de beaucoup supérieures à celles que l'on trouverait dans l'eau potable.

Chez les animaux exposés à une seule dose élevée de dichlorométhane, que ce soit par inhalation (5 000 à 50 000 ppm) ou par ingestion (337 à 3 825 mg/kg p.c.), on a constaté une dépression du système nerveux central, des changements dans les résultats des tests neuromusculaires et sensorimoteurs et d'autres effets indésirables sur le système nerveux, une arythmie cardiaque et d'autres effets sur l'appareil cardiovasculaire, une diminution du poids corporel, des hémorragies des organes gastrointestinaux, une congestion et un œdème des organes, ainsi qu'une nécrose des cellules hépatiques (Aviado, 1975; Taylor et coll., 1976; Laham et coll., 1978; Morris et coll., 1979; Alexeeff et Kilgore, 1983; Marzotko et Pankow, 1987; Kitchin et Brown, 1989; Berman et coll., 1995; Moser et coll., 1995). On a constaté une irritation oculaire et des changements histologiques aux yeux chez des lapins blancs de Nouvelle-Zélande ayant subi une exposition oculaire (Ballantyne et coll., 1976).

Kimura et coll. (1971) ont établi que les valeurs de la dose létale 50 (DL50) orale chez des rats SpragueDawley ne changeaient pas vraiment en fonction de l'âge, à l'exception des nouveau-nés. Les valeurs de la DL50 étaient similaires pour des rats âgés de 14 jours (2 400 mg/kg p.c.), de jeunes rats adultes (2 100 mg/kg p.c.) et des rats adultes plus âgés (3 000 mg/kg p.c.); la DL50 chez les nouveau-nés a été établie à < 1 300 mg/kg p.c., car on ne pouvait mesurer avec précision des concentrations inférieures. D'autres valeurs de DL50 orale mentionnées dans les publications scientifiques (pour les souris et les rats) varient de 1 405 à 3 373 mg/kg p.c. (Laham et coll., 1978; Berman et coll., 1995; Dhillon et Von Burg, 1995).

9.2.2 Exposition de courte durée

Une seule étude subchronique chez des animaux a utilisé l'eau potable comme moyen d'exposition au dichlorométhane. Dans cette étude, réalisée par Kirschman et coll. (1986), les chercheurs ont exposé des rats Fischer 344 et des souris B6C3F1 (20 par sexe par concentration) au dichlorométhane dans de l'eau potable, à des concentrations de 0 %, 0,15 %, 0,45 % et 1,5 % (correspondant à : 0, 166, 420 et 1 200 mg/kg p.c. par jour chez les rats mâles; 0, 209, 607 et 1 469 mg/kg p.c. par jour chez les rats femelles; 0, 226, 587 et 1 911 mg/kg p.c. par jour chez les souris mâles; 0, 231, 586 et 2 030 mg/kg p.c. par jour chez les souris femelles) pendant 90 jours. Ils ont observé une diminution du poids corporel chez les rats mâles exposés à 420 mg/kg p.c. par jour, chez les rats femelles exposés à 1 469 mg/kg p.c. par jour, et chez les souris exposées aux doses moyenne et forte à partir de la sixième semaine jusqu'à la fin de l'étude. Les taux sériques moyens d'ALT étaient élevés chez les rats mâles traités et les taux sériques d'ALT et d'AST étaient tous les deux élevés chez les rats femelles ayant reçu la dose forte, ce qui semble indiquer une atteinte hépatique. On n'a pas constaté de changements similaires chez les souris. Aucun changement histologique n'était apparent dans le foie des rongeurs après 1 mois d'exposition, mais des changements sont survenus après 3 mois d'exposition. Dans le groupe exposé à la dose forte, on a relevé chez les rats femelles une augmentation des granulomes focaux, de la pigmentation dans les cellules centrales, lobulaires et de Kupffer, et des inclusions cytoplasmiques éosinophiles. On a observé une vacuolisation hépatocytaire chez les rats mâles et femelles exposés au dichlorométhane quelle que soit la dose administrée. C'est chez les souris mâles ayant reçu la dose moyenne que l'on a observé la plus grande incidence de changements lipidiques dans les cellules du lobule central du foie; chez les souris mâles ayant reçu la dose forte, on a constaté une légère hausse de l'infiltration mononucléaire des cellules hépatiques. Le poids des reins des rats femelles était élevé après un à trois mois d'exposition à 1 469 mg/kg p.c. de dichlorométhane par jour, et chez tous les rats traités on a observé des diminutions du pH de l'urine liées à la dose. Aucun effet similaire n'a été observé chez les souris dans la même étude. Les auteurs n'ont fait mention d'aucune signification statistique pour tous les effets observés susmentionnés (Kirschman et coll., 1986).

Maltoni et coll. (1988) ont administré du dichlorométhane à des rats SpragueDawley et des souris Swiss (50 par sexe par dose) par gavage dans de l'huile d'olive à des doses de 0, 100 et 500 mg/kg p.c. par jour, de 4 à 5 jours par semaine, pendant 64 semaines. L'étude devait initialement durer 2 ans, mais elle a pris fin plus tôt car les chercheurs ont constaté une mortalité excédentaire significative chez les rats mâles exposés par gavage à 500 mg/kg p.c. par jour et chez les souris mâles et femelles exposées par gavage à 100 et 500 mg/kg p.c. par jour. Ils ont noté une diminution du poids corporel à partir des semaines 36 à 40 chez les souris mâles et femelles et cela s'est poursuivi pendant toute la durée de l'étude; toutefois, aucun effet n'a été constaté chez les rats. Il y a eu augmentation non significative de l'incidence de tumeurs mammaires malignes (principalement des adénocarcinomes) chez des rats femelles du groupe exposé à la forte dose. Chez les souris mâles, les tumeurs pulmonaires semblaient augmenter en fonction de la dose, mais cette hausse n'était pas significativement plus grande que chez les témoins, jusqu'à ce que les chercheurs prennent en considération la mortalité et constatent alors une augmentation dans le groupe exposé à la dose de 500 mg/kg p.c. par jour.

Condie et coll. (1983) n'ont pas fait état de changements importants du poids corporel, dans le cadre d'une étude où ils ont exposé des souris CD1 mâles (nombre de souris par groupe non indiqué) à des doses de 0, 133, 333 et 665 mg/kg p.c. par jour par gavage dans de l'huile de maïs, pendant 14 jours consécutifs. Une vacuolisation cytoplasmique centrolobulaire des cellules hépatiques, de minime à légère, semblait liée à la dose dans cette étude. Aucune souris dans le groupe exposé à la dose faible ne montrait de formation de vacuole, et la vacuolisation cytoplasmique était minime chez trois animaux de chacun des groupes d'exposition moyenne et élevée, et légère chez un animal du groupe exposé à la dose forte. On n'a observé aucun changement dans les taux de créatinine sérique, d'azote uréique du sang (AUS) ou d'ALT, et aucun effet histopathologique dans les tissus rénaux. Cependant, l'absorption de p-aminohippurate par les coupes corticales rénales a été grandement inhibée dans tous les groupes exposés comparativement aux témoins; les auteurs ont déclaré qu'il s'agissait là d'un indicateur plus sensible d'atteinte rénale que les paramètres de chimie clinique et les changements histopathologiques.

Dans une étude de détermination des doses du NTP (1986), des rats Fischer 344 et des souris B6C3F1 (10 par sexe par concentration) ont été exposés à du dichlorométhane dans l'air à des concentrations de 0, 525, 1 050, 2 100, 4 200 et 8 400 ppm 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 91 jours. Les poids corporels moyens dans le groupe exposé à la dose la plus élevée étaient moindres pour les rats mâles et femelles et les souris femelles comparativement aux témoins. Les rapports de poids foielipides étaient significativement inférieurs pour les rats mâles et femelles exposés à 8 400 ppm, les rats femelles exposés à 4 200 ppm et les souris femelles exposées à 8 400 ppm. Quatre rats mâles et six rats femelles du groupe exposé à la dose la plus élevée ont contracté une pneumonie par corps étranger, mais des effets similaires n'ont pas été observés chez les souris.

Deux études de toxicité subchronique différentes ont mesuré les effets du dichlorométhane sur le cerveau des gerbilles de Mongolie. Dans la première étude réalisée par Rosengren et coll. (1986), les gerbilles étaient continuellement exposées par inhalation à 210 ppm (pendant 3 mois), 350 ppm (pendant 10 semaines) ou 700 ppm (pendant 7 semaines) de dichlorométhane. Les chercheurs ont mis fin plus tôt à l'exposition de tous les groupes, sauf celui de 210 ppm, en raison d'un taux élevé de mortalité, et n'ont pas publié les résultats pour le groupe exposé à 700 ppm. Ils ont constaté, chez les animaux du groupe exposé à 350 ppm, des hausses significatives du poids du cortex cérébral sensorimoteur ainsi que des différences significatives dans la concentration de la protéine S100 (un marqueur de l'augmentation des cellules astrocytaires liée aux lésions cérébrales après un traumatisme crânien) et de la protéine GFA (un marqueur de l'augmentation des fibres astrocytaires liée aux lésions cérébrales après un traumatisme crânien) par poids frais dans le cortex cérébral frontal et le cortex cérébral sensorimoteur. Ils ont également relevé une diminution significative de la concentration d'ADN par poids frais dans l'hippocampe des gerbilles des groupes exposés à 210 ppm et 350 ppm, et dans les hémisphères cérébelleux uniquement chez les gerbilles du groupe exposé à 350 ppm. Les changements observés dans l'étude peuvent avoir été causés par une perte cellulaire dans ces régions du cerveau (Rosengren et coll., 1986). Dans une deuxième étude, les gerbilles ont été continuellement exposées à 210 ppm de dichlorométhane dans l'air pendant 90 jours. On a observé des baisses significatives du glutamate, de la phosphoéthanolamine et de l'acide ?-aminobutyrique dans le cortex cérébral frontal, tandis que dans le vermis postérieur du cervelet, on a détecté des hausses significatives des taux de glutamine et d'acide ?-aminobutyrique (Briving et coll., 1986). Les chercheurs de l'étude ont également indiqué que ces acides aminés faisaient partie du groupe des neurotransmetteurs. Bien que ces deux études aient fait ressortir des changements dans les cerveaux des gerbilles après une exposition continue au dichlorométhane, une autre étude réalisée sur des rats Fisher 344 exposés à 50, 200 ou 2 000 ppm par inhalation pendant 6 heures par jour, 5 jours par semaine, durant 91 jours, n'a mis en évidence aucun changement significatif sur le plan neurocomportemental (larmoiement, force de préhension, fréquence critique de fusion, réponses évoquées auditives du tronc cérébral, potentiels évoqués somatosensoriels, potentiels d'action du nerf caudal), de la pathologie macroscopique ou de l'histopathologie. Une différence significative dans les potentiels évoqués par flash a été observée dans le groupe exposé à 2 000 ppm comparativement aux témoins, mais la différence n'était plus significative lorsqu'on prenait en compte le poids corporel et la température corporelle (Mattsson et coll., 1990).

9.2.3 Exposition à long terme et cancérogénicité

Serota et coll. (1986a) ont administré du dichlorométhane à des rats Fischer 344 (85 par sexe par dose) dans de l'eau potable à des doses d'environ 0, 5, 50, 125 et 250 mg/kg p.c. par jour (ingestion moyenne réelle de 0, 6, 52, 125 et 235 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et de 0, 6, 58, 136 et 263 mg/kg p.c. par jour pour les femelles) pendant 104 semaines. Ils ont constaté de légères baisses (mais significativement différentes par rapport aux témoins) des poids corporels et des gains de poids corporel tout au long de l'étude, chez les deux sexes dans les groupes exposés à 125 et à 250 mg/kg p.c. par jour. Il y a eu des baisses légères, mais statistiquement significatives, de la consommation d'aliments au cours des 13 premières semaines de l'étude chez les mâles et les femelles des groupes exposés à 125 et 250 mg/kg p.c. par jour, de même qu'une baisse de la consommation d'eau dans ces mêmes groupes. Plusieurs changements dans les paramètres hématologiques et les paramètres de chimie clinique ont été relevés, mais leur pertinence biologique était faible et les valeurs se situaient à l'intérieur des plages de valeurs historiques. Les chercheurs ont observé une gamme de changements histologiques dans le foie. Ils ont constaté une tendance liée à la dose dans l'augmentation de l'incidence des foyers et régions de modifications cellulaires chez les deux sexes, l'augmentation étant significative chez les mâles et les femelles de tous les groupes d'exposition, à l'exception du groupe exposé à 5 mg/kg p.c. par jour. Dans cette étude, la dose sans effet nocif observé (NOAEL) en ce qui a trait aux lésions hépatiques, soit l'effet le plus sensible dans cette étude, était de 6 mg/kg p.c. par jour. Les chercheurs ont constaté le développement de tumeurs, mais cet effet n'est devenu significatif qu'à des doses supérieures à celles causant des lésions au foie. Une augmentation significative de l'incidence combinée des nodules néoplasiques dans le foie et des carcinomes hépatocellulaires a été observée chez des femelles des groupes traités avec environ 50 mg/kg p.c. par jour (n = 4, valeur p ajustée = 0,0176) et 250 mg/kg p.c. par jour (n = 6, valeur p ajustée = 0,0012) et du groupe de rétablissement traité avec 269 mg/kg p.c. par jour pendant 78 semaines (n = 2, valeur p ajustée = 0,0402). L'augmentation dans le groupe exposé à environ 125 mg/kg p.c. par jour n'était pas significative et Serota et coll. (1986a) n'ont considéré aucune des observations significatives de cancer comme étant pertinente sur le plan biologique, car l'incidence des tumeurs chez les témoins était plus faible que prévu. L'incidence de ces carcinomes était généralement moindre chez les mâles traités par du dichlorométhane que dans les groupes témoins.

Dans une étude similaire portant sur les souris, Serota et coll. (1986b) ont administré du dichlorométhane à des souris B6C3F1 (50 par sexe par dose) dans de l'eau potable à des concentrations cibles de 0, 60, 125, 185 et 250 mg/kg p.c. par jour pendant 24 mois. La consommation quotidienne moyenne réelle était de 0, 61, 124, 177 et 234 mg/kg p.c. par jour chez les mâles et de 0, 59, 118, 172 et 238 mg/kg p.c. par jour chez les femelles. Les chercheurs n'ont observé aucune différence entre les témoins et les souris exposées en ce qui concerne les taux de mortalité, le poids des organes, la pathologie macroscopique et les observations cliniques. Ils ont étudié les effets histologiques dans une grande variété de tissus, mais les seuls effets observés attribuables au traitement étaient des changements morphologiques correspondant à une augmentation du contenu lipidique du foie, changements qui ont été observés chez les mâles et les femelles des groupes recevant environ 250 mg/kg p.c. par jour. Une augmentation des adénomes et carcinomes hépatocellulaires combinés a été observée chez les mâles, mais il n'y avait pas de tendance liée à la dose et l'observation n'était pas significative par rapport aux témoins. La seule observation significative dont Serota et coll. (1986b) font état est l'augmentation des carcinomes hépatocellulaires chez les mâles ayant reçu une dose élevée à l'essai comparativement à un seul des deux groupes témoins. Les chercheurs ont également mentionné que le nombre de petites masses dans les poumons avait légèrement augmenté chez les femelles ayant reçu une dose élevée, mais ils n'ont pas indiqué le degré d'importance de ces constats ni les groupes de doses en question.

Le NTP (1986) a effectué une étude dans laquelle le dichlorométhane était administré par inhalation 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 102 semaines à des rats Fischer 344 et des souris B6C3F1 (50 par sexe par concentration) à des concentrations de 0, 1 000, 2 000 et 4 000 ppm chez les rats et de 0, 2 000 et 4 000 ppm chez les souris. Les rats et les souris femelles exposés à 4 000 ppm et les souris mâles exposées aux deux concentrations avaient un taux de survie significativement inférieur à celui des témoins. Les rats étaient agités et se donnaient des coups de patte aux yeux et au museau lorsqu'ils étaient exposés à des concentrations de 4 000 ppm. Des changements histologiques ont été observés dans le foie des rats et des souris des deux sexes, certains augmentant en fonction de la dose. Des changements histologiques ont aussi été observés dans les testicules, les ovaires, les reins, l'estomac et la rate des souris. Il y avait des augmentations significatives, ou des tendances associées à l'exposition, de certains types de tumeurs chez les rats comme chez les souris, les augmentations les plus pertinentes étant celles des adénomes et fibroadénomes mammaires (rats femelles exposés à 1 000, 2 000 et 4 000 ppm et rats mâles exposés à 4 000 ppm), des adénomes et carcinomes bronchiolaires et alvéolaires (souris femelles et mâles exposées à 2 000 et 4 000 ppm), et des adénomes et carcinomes hépatiques (souris femelles et mâles exposées à 2 000 et 4 000 ppm). Le NTP (1986) a conclu qu'il y avait certains éléments probants quant à la cancérogénicité chez les rats mâles Fischer 344 et une preuve évidente de cancérogénicité chez les rats femelles Fischer 344 et les souris mâles et femelles B6C3F1.

Maltoni et coll. (1988) ont exposé des rats SpragueDawley à 0 ppm (60 femelles reproductrices dans un seul groupe témoin; 158 mâles et 149 femelles d'un âge non précisé dans un autre groupe témoin), 60 ppm (60 mâles et 69 femelles, exposition commençant au stade embryonnaire) et 100 ppm (54 femelles) de dichlorométhane par inhalation, de 4 à 7 heures par jour pendant 104 semaines ou 15 semaines; les rats du groupe d'embryons étaient aussi exposés par voie transplacentaire. Les chercheurs n'ont observé aucun excès de mortalité et aucun changement du poids corporel. Ils ont noté une incidence accrue de tumeurs malignes (de tous genres) par 100 animaux chez les rats exposés à 100 ppm, mais cette hausse n'était pas significative. Ils ont aussi observé une légère hausse non significative du pourcentage de tumeurs mammaires malignes chez les rates exposées durant la gestation et pendant 15 semaines après la mise bas. Dans cette étude, Maltoni et coll. (1988) ont également tenté d'évaluer les effets de l'exposition quotidienne au dichlorométhane par gavage chez les souris et les rats, mais ils ont mis fin à l'étude au bout de 64 semaines à cause de taux élevés de mortalité. Ils n'ont donc pas été en mesure d'évaluer les effets de l'exposition chronique au dichlorométhane par gavage (un résumé de la partie de l'étude sur le gavage est présenté à la section 9.2.2).

Dans le cadre d'une étude sur l'exposition par inhalation, Burek et coll. (1984) ont administré du dichlorométhane à des rats SpragueDawley et à des hamsters dorés (129 rats par sexe par concentration et 107109 hamsters par sexe par concentration) à des concentrations de 0, 500, 1 500 et 3 500 ppm, 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 2 ans. Des augmentations statistiquement significatives de la mortalité ont été observées chez les rats femelles du groupe exposé à 3 500 ppm pendant 18 à 24 mois. Les chercheurs ont constaté une augmentation significative du poids absolu et du poids relatif moyen du foie chez les rats femelles exposés à 3 500 ppm lors du sacrifice avant terme (à 18 mois), mais pas à d'autres périodes. Ils ont observé une augmentation significative des changements histologiques dans le foie des rats et des hamsters dans tous les groupes de traitement. Ils ont également observé des augmentations significatives des changements histologiques dans la rate (rats mâles exposés à 3 500 ppm), le rein (rats mâles exposés à 1 500 et 3 500 ppm et tous les rats femelles des groupes exposés) et les surrénales (tous les hamsters mâles des groupes exposés et les hamsters femelles des groupes exposés à 1 500 et 3 500 ppm). Ils ont observé une hausse en fonction de l'exposition du nombre de tumeurs mammaires bénignes par rat porteur de tumeurs. Chez les rats mâles, les tumeurs mammaires semblaient augmenter en fonction de l'exposition, mais à un degré moindre que chez les femelles. On a constaté une augmentation significative des sarcomes des glandes salivaires chez les rats mâles exposés à 3 500 ppm (en fonction de l'exposition), mais les auteurs ont mentionné qu'une infection virale des glandes salivaires était survenue dans tous les groupes d'exposition et que cela avait pu contribuer à l'incidence de la maladie. Les hamsters femelles exposés au dichlorométhane à 3 500 ppm avaient une incidence significativement accrue du nombre total de tumeurs bénignes, mais les chercheurs ont estimé que cette observation était due à des taux de survie accrus dans ce groupe (Burek et coll., 1984).

Dans une autre étude, on a administré du dichlorométhane à des rats SpragueDawley (90 mâles et 108 femelles par dose) par inhalation à des concentrations de 0, 50, 200 et 500 ppm, 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 20 mois pour les mâles (l'étude a pris fin plus tôt, car des modifications gériatriques se sont manifestées rapidement) et 24 mois pour les femelles (Nitschke et coll., 1988a). On a observé une augmentation significative des changements histopathologiques dans le foie chez les femelles exposées à 500 ppm pendant toute la durée de l'étude, ainsi que chez les femelles exposées à 500 ppm de dichlorométhane pendant la première moitié de l'étude puis à de l'air pendant la deuxième moitié de l'étude, mais non chez les femelles exposées à 500 ppm pendant la deuxième moitié de l'étude seulement. Chez les femelles exposées à 500 ppm, il y avait une augmentation significative du nombre de masses mammaires palpables par rat porteur de tumeurs. Une augmentation significative du nombre de rats porteurs de tumeurs mammaires bénignes a été observée chez les femelles exposées à 200 ppm, mais pas dans les autres groupes d'exposition. Aucun effet significatif de l'exposition au dichlorométhane n'a été constaté chez les rats mâles.

9.2.4 Génotoxicité

En ce qui concerne la génotoxicité du dichlorométhane, les études in vitro et in vivo ont donné des résultats mitigés. La génotoxicité du dichlorométhane a été surtout caractérisée en fonction de l'induction de mutations, de l'interaction avec l'ADN et des effets sur les chromosomes (pouvoir clastogène). Des examens additionnels de la génotoxicité associée au dichlorométhane sont mentionnés dans d'autres rapports (OMS, 1993; CIRC, 1999; OEHHA, 2000). Bien que certains résultats positifs aient été observés, ils se sont produits principalement dans des essais sur des cellules procaryotes et non de façon caractéristique dans des cellules mammaliennes.

9.2.4.1 Résultats in vitro

Les essais sur les bactéries donnent généralement des résultats positifs, ce qui indique une génotoxicité pour les procaryotes. Des études ont fait état de résultats positifs pour le dichlorométhane dans le cadre du test d'Ames chez certaines souches de Salmonella typhimurium (TA 98, 100, 1535), indiquant que la substance peut causer des mutations de l'ADN (Jongen et coll., 1981; Nestmann et coll., 1981; Green, 1983; OstermanGolkar et coll., 1983; Hughes et coll., 1987; Kundu et coll., 2004). Malgré ces résultats positifs, il est à souligner que les résultats du test d'Ames pour d'autres souches de S. typhimurium (TA 97, 1537, 1538) étaient négatifs.

L'activation de S. typhimurium par le dichlorométhane est médiée par les enzymes GST (DeMarini et coll., 1997). Le transfert génétique de glutathion transférase 55 de rat dans S. typhimurium TA1535 a donné lieu à des réactions mutagènes plus fortes au dichlorométhane que lors de l'essai avec la souche originale (Thier et coll., 1993; Oda et coll., 1996).

Le test Ara a donné des résultats d'activité mutagène positifs chez Salmonella typhimurium (RoldánArjona et Pueyo, 1993). Les résultats du test chez Escherichia coli se sont révélés négatifs quant au locus de la streptomycine, mais positifs en termes de mutations inverses et mutations directes (OstermanGolkar et coll., 1983; Zielenska et coll., 1993). Le dichlorométhane a aussi donné des résultats positifs pour ce qui est de la facilitation de la transformation virale dans des cellules d'embryon de hamster, indiquant une capacité à causer des dommages à l'ADN au sein d'une cellule (Hatch et coll., 1983).

Les expériences sur l'effet du dichlorométhane sur les cellules mammaliennes n'ont pas apporté de preuves concluantes de génotoxicité. Les cellules de hamster chinois exposées au dichlorométhane ont donné des résultats faiblement positifs pour ce qui est de l'échange de chromatides sœurs (ECS) et des aberrations chromosomiques, indiquant un pouvoir clastogène potentiel (Jongen et coll., 1981). Toutefois, ces résultats n'étaient pas conformes à ceux obtenus dans le cadre d'une autre étude, qui a fait état de résultats négatifs au test d'ECS dans des cellules ovariennes de hamster à des doses variant de 2 à 15 µL/mL (Thilagar et Kumaroo, 1983).

9.2.4.2 Résultats in vivo

Étant donné la nature volatile du dichlorométhane, bon nombre de rapports de génotoxicité issus d'études in vivo sont basés sur une exposition par inhalation, bien que des études additionnelles aient eu recours à l'exposition par gavage. En général, le test de synthèse d'ADN non programmée a donné des résultats négatifs ou très faiblement positifs chez plusieurs espèces de mammifères, dont les rats mâles Alpk:AP, les rats mâles Fischer 344 et les souris mâles B6C3F1 (Trueman et Ashby, 1987; Lefevre et Ashby, 1989; Mirsalis et coll., 1989). Les résultats des essais sur les bris de brin simple d'ADN étaient positifs pour les hépatocytes de souris et de rat à de très fortes doses, mais ils étaient négatifs pour les hépatocytes d'humain et de hamster (Graves et coll., 1995). Contrairement aux souris, on a aussi relevé des résultats négatifs chez les rats pour ce qui est des bris de brin simple dans l'ADN d'hépatocytes lors de l'inhalation de 4 000 ppm de dichlorométhane, ce qui indique une différence de sensibilité en fonction de l'espèce, qui pourrait être due aux différences dans les taux de métabolisme par la GST (Graves et coll., 1994).

Les expériences sur l'ECS chez des souris ont donné des résultats mitigés en ce qui a trait au pouvoir clastogène. Des résultats positifs ont été obtenus après une exposition à de fortes doses (4 000-8 000 ppm) dans des cellules de moelle osseuse, des cellules du poumon et des érythrocytes (Allen et coll., 1990). Par ailleurs, des injections uniques de dichlorométhane variant de 100 à 2 000 mg/kg p.c. chez des souris C57B1/6J n'ont causé aucun dommage aux chromosomes lors des essais d'ECS et d'aberration chromosomique (WestbrookCollins et coll., 1990). Des résultats positifs ont été signalés pour les tests du micronoyau dans des érythrocytes de souris B6C3F1 à des doses de 4 000-8 000 ppm (Allen et coll., 1990), mais les résultats étaient négatifs pour des cellules de moelle osseuse de souris C57BL/6J/Alpk exposées à 1 250-4 000 mg/kg p.c. (Sheldon et coll., 1987). Le test létal récessif lié au sexe a aussi donné des résultats négatifs chez Drosophila à des doses proches de celles causant l'anesthésie (Kramers et coll., 1991).

9.2.5 Toxicité pour la reproduction et le développement

Dans la seule étude relativement récente sur la reproduction ou le développement où l'exposition au dichlorométhane était faite par voie orale, le dichlorométhane a été administré dans de l'huile de maïs à des rats Fischer 344 par gavage à des concentrations de 0 mg/kg p.c. par jour (21 rats traités, 15 femelles gravides), 337,5 mg/kg p.c. par jour (16 rats traités, 13 femelles gravides) et 450 mg/kg p.c. par jour (17 rats traités, 14 femelles gravides) du 6e au 19e jour de gestation (Narotsky et Kavlock, 1995). Aucun effet nocif n'a été constaté en matière de reproduction et de développement. On a observé des signes de toxicité maternelle (diminution du gain de poids durant les 10 premiers jours d'exposition, augmentation du gain de poids extrautérin, râles, congestion nasale et vocalisation) chez les mères exposées à 450 mg/kg p.c. par jour, mais non chez celles exposées à 337,5 mg/kg p.c. par jour.

Lorsque des souris mâles SwissWebster (20 par concentration) ont été exposées à du dichlorométhane par inhalation à des concentrations de 0, 100, 150 ou 200 ppm, 2 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 6 semaines, et que ces souris mâles ont ensuite été accouplées avec des souris femelles, aucune différence significative n'a été observée pour ce qui est des effets sur la reproduction ou sur le développement. Le pourcentage de femelles accouplées qui ont donné des portées était inférieur chez les souris exposées à 150 et 200 ppm comparativement aux témoins ou aux souris exposées à 100 ppm, mais pas de manière significative. Aucune augmentation des lésions testiculaires n'a été observée (Raje et coll., 1988).

Dans une étude portant sur deux générations, des rats mâles et femelles Fischer 344 (30 par sexe par concentration par génération) ont été exposés à 0, 100, 500 ou 1 500 ppm de dichlorométhane dans l'air, 6 heures par jour, 5 jours par semaine, à partir des semaines 13 et 14 avant l'accouplement et jusqu'à l'euthanasie (l'exposition a été interrompue chez les femelles du jour de gestation 21 à 4 jours après la mise bas) (Nitschke et coll., 1988b). Aucun effet nocif lié à l'exposition n'a été observé chez les rats des générations F0, F1 ou F2. Dans le cadre d'une autre étude effectuée par le même laboratoire (Nitschke et coll., 1985) et conçue de la même façon, où la génération parentale était exposée au produit pendant 14 semaines avant l'accouplement et la génération F1 pendant 17 semaines avant l'accouplement, il n'y a pas eu de changements attribuables à l'exposition en ce qui a trait aux observations cliniques, à l'apparence physique, au poids corporel, à la survie, à la taille de la portée ou aux indicateurs histopathologiques.

On a observé des effets nocifs sur le développement dans une autre étude où des rats SpragueDawley (30 témoins et 19 mères exposées) et des souris SwissWebster (30 témoins et 13 mères exposées) ont été exposés par inhalation à 1 225 ppm, la seule concentration de dichlorométhane utilisée, 7 heures par jour durant les jours de gestation 6 à 15 (Schwetz et coll., 1975). On a constaté des augmentations significatives de l'incidence de la dilatation du bassinet du rein et de l'ossification retardée des sternèbres chez des rats nouveau-nés, ainsi qu'une incidence accrue d'un centre d'ossification supplémentaire dans le sternum des souris nouveau-nées. Chez les mères, on a observé une hausse significative du poids corporel chez les souris, mais pas chez les rats, et des hausses du poids absolu du foie (mais pas du poids relatif) chez les rats comme chez les souris.

Des rats LongEvans (15 mères gravides par groupe de traitement dans chacune des deux expériences) ont été exposés à 0 ou 4 500 ppm de dichlorométhane dans l'air avant la gestation, durant la gestation ou pendant ces deux périodes, et on les a observés pour détecter des effets nocifs chez les mères et des signes de tératogénicité (Hardin et Manson, 1980) ou des effets neurocomportementaux au cours de la vie (Bornschein et coll., 1980). Le seul effet nocif significatif de toxicité pour l'embryon était une diminution du poids corporel des rats nés de mères qui avaient été exposées durant la gestation. On a documenté une toxicité maternelle en fonction d'augmentations du poids absolu et du poids relatif du foie chez les rates exposées durant la gestation, mais ces constats n'ont pas été faits chez les rates exposées uniquement avant l'accouplement (Hardin et Manson, 1980). On a observé des effets neurocomportementaux à plusieurs moments différents durant la vie de la progéniture, dont des modifications des niveaux d'activité et de plus longues périodes d'adaptation à des environnements expérimentaux (Bornschein et coll., 1980).

L'exposition maternelle au dichlorométhane peut entraîner une exposition du fœtus au dichlorométhane et à ses métabolites, dont le monoxyde de carbone (Anders et Sunram, 1982). Une exposition du fœtus au monoxyde de carbone peut avoir des effets nocifs sur le développement fœtal (Longo, 1977). Cependant, l'exposition fœtale au dichlorométhane n'a eu des effets nocifs sur le développement qu'aux concentrations les plus élevées utilisées dans les études sur les animaux.

9.3 Mode d'action

Deux voies métaboliques différentes existent pour le dichlorométhane chez les animaux de même que chez les humains. Même si le métabolisme se fait concurremment des deux façons, la voie de l'oxydase à fonction mixte (OFM) (médiée par le cytochrome P450 [CYP]), qui donne lieu à la production endogène de CO et de CO2, est une voie de forte affinité et de faible capacité et c'est la voie prédominante à des concentrations inférieures. Cependant, cette voie devient saturée lorsque les concentrations de substrat sont élevées (environ 500 ppm par inhalation; aucune donnée n'a été trouvée concernant la saturation lorsque l'exposition se fait par ingestion). Inversement, la voie médiée par la GST, qui donne lieu à la production de formaldéhyde, a une faible affinité pour le dichlorométhane, mais comme elle a une forte capacité, elle devient prédominante à des concentrations élevées (Green, 1997; Slikker et coll., 2004; Starr et coll., 2006).

On estime que le cancer chez les animaux est associé à la voie GST et non à la voie OFM. Les comparaisons des modes de développement des tumeurs dans des études de 2 ans sur des animaux visant à prédire les taux de production de métabolites pour les deux différentes voies viennent appuyer cette hypothèse. À l'aide de modèles PBPK, la quantité estimative de dichlorométhane métabolisée par le biais de la voie OFM chez des souris exposées à 250 mg/kg p.c. par jour dans de l'eau potable (groupe de la dose supérieure dans les études de Serota et coll., 1986b) ou à 2 000 ou 4 000 ppm par inhalation (les deux groupes de traitement chez les souris dans les études du NTP, 1986) était relativement semblable pour les trois groupes, tandis que la quantité de dichlorométhane métabolisée par la voie GST était très faible chez les souris exposées au dichlorométhane dans de l'eau potable, plus importante chez les souris exposées à 2 000 ppm par inhalation et la plus forte chez les souris exposées à 4 000 ppm par inhalation. L'incidence des tumeurs présente le même profil que le taux de production de métabolites par la voie médiée par la GST (Andersen et coll., 1987; Reitz et coll., 1990, 1991). Le mécanisme exact par lequel la voie GST contribue au développement de tumeurs est encore inconnu. La production de tumeurs n'est pas linéaire, ce qui est probablement dû au fait qu'il faut une exposition à de fortes concentrations de dichlorométhane pour saturer la voie OFM et donner lieu à une augmentation des tumeurs (Slikker et coll., 2004; Starr et coll., 2006).

La voie GST est plus prédominante dans le métabolisme chez les souris que chez les rats ou les humains, ce qui concorde avec l'observation de tumeurs plus fréquentes chez les souris. Les taux d'ARNm GSTT11 et de protéines sont plus bas chez les humains que chez les souris et les rats (Slikker et coll., 2004) et la production de métabolites par la voie GST chez les souris semble être supérieure de plus d'un ordre de grandeur à celle des rats, des hamsters ou des humains (Green, 1997). Réciproquement, les taux de métabolisme par la voie OFM étaient semblables chez les souris, les rats, les hamsters et les humains (Green, 1997).

Le mécanisme exact par lequel la voie GST et les métabolites qui en résultent causent le cancer chez les souris n'a pas encore été déterminé (Starr et coll., 2006). Certains éléments probants mettent en jeu l'intermédiaire S(chlorométhyle) glutathion formé lors de la bioactivation du dichlorométhane catalysée par le GSTT11, ce que des études en laboratoire ont démontré à l'aide du substitut S(acétoxyméthyle) glutathion, car le S-(chlorométhyle) glutathion est très instable (Thier et coll., 1993; Marsch et coll. 2001; 2004). Accessoirement, un mode d'action présumé du dichlorométhane associé aux tumeurs dans les poumons et le foie chez les souris est la production endogène de formaldéhyde qui survient dans la voie métabolique médiée par la GST. La contribution potentielle du métabolite formaldéhyde au développement des tumeurs est étayée par le fait que l'augmentation des réticulations ADNprotéines dans le foie et les adduits ARN-formaldéhyde dans les poumons des souris ont été causés par le dichlorométhane et par le formaldéhyde (Slikker et coll., 2004). La production de formaldéhyde et de réticulation ADNprotéines constatée chez les souris n'a pas été observée dans des hépatocytes humains in vitro. De même, les études in vitro ont relevé un bris de brin simple d'ADN dans les hépatocytes de souris, mais pas dans les hépatocytes humains (Slikker et coll., 2004).

Sous forme du composé d'origine, le dichlorométhane ne semble pas être génotoxique pour les cellules mammaliennes in vitro, mais il existe des éléments probants indiquant qu'il l'est pour certains procaryotes (ECETOC, 1988b; Green, 1997). On ne peut pas exclure le fait que l'intermédiaire réactif de la voie médiée par le CYP2E1 (chlorure de formyle) puisse aussi intervenir dans le développement de tumeurs (Environnement Canada et Santé Canada, 1993). Cependant, le profil de développement des tumeurs dans les études animales et les résultats des études mécanistes donnent à penser que le métabolisme médié par la GST joue un plus grand rôle dans leur formation.

Des études ont détecté des tumeurs chez les souris exposées à de fortes concentrations de dichlorométhane par inhalation et possiblement par ingestion. Comme les humains produisent moins de métabolites de la GST que les souris, ils peuvent présenter un risque moindre de développer des tumeurs. Cela est dû au fait que de fortes expositions produisent une hausse non linéaire de la quantité de métabolites de la GST comparativement aux faibles expositions, et moins de métabolites de la GST sont produits lorsque l'exposition se fait par ingestion que lorsqu'elle se fait par inhalation. Néanmoins, on ne peut rejeter la possibilité qu'un cancer se déclare chez des humains exposés au dichlorométhane dans l'eau potable.

10.0 Classification et évaluation

Le dichlorométhane a été classé dans le groupe II des substances « probablement cancérogènes pour les humains » par Santé Canada (Environnement Canada et Santé Canada, 1993), en raison de l'incidence accrue de tumeurs dans les poumons et le foie des souris, de tumeurs bénignes de la glande mammaire chez les rats, de l'augmentation marginale des tumeurs du foie chez les rats femelles, ainsi que de la mutagénicité observée in vitro et de la génotoxicité observée in vivo. Toutefois, il a été mentionné (Environnement Canada et Santé Canada, 1993) que « la voie présumée cancérogène du métabolisme du dichlorométhane est clairement différente d'une espèce à l'autre, ce qui appuie l'hypothèse selon laquelle les êtres humains sont probablement moins sensibles que certaines espèces d'animaux de laboratoire à cet égard. » Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC, 1999) a classé le dichlorométhane dans le groupe 2B des substances probablement cancérogènes pour les humains d'après des preuves insuffisantes de cancérogénicité chez les humains, mais suffisantes chez les animaux de laboratoire.

Au cours des 20 dernières années, les nouveaux modèles PBPK ont établi que les cas de cancer du foie constatés chez les rongeurs exposés à de fortes concentrations de dichlorométhane pourraient ne pas se produire chez des humains exposés à de faibles concentrations de dichlorométhane. Comme le fondement à adopter pour élaborer une recommandation sur le dichlorométhane (à savoir, les effets cancérogènes ou les effets non cancérogènes) fait l'objet d'un certain débat, Santé Canada a tenu compte des deux méthodes pour établir la valeur recommandée actuelle. Les résultats des deux méthodes ont été comparés et la méthode la plus conservatrice a été utilisée pour établir la recommandation.

10.1 Évaluation du risque de cancer

Des observations notables de cancers ont été faites chez les rats et les souris exposés par inhalation à de fortes concentrations de dichlorométhane. Cependant, les données épidémiologiques à ce jour donnent à penser qu'il n'y a pas d'augmentation importante ou constante du risque de cancer découlant de l'exposition au dichlorométhane. Les études sur l'exposition des rats et des souris, par l'eau potable et par gavage, fournissent peu d'éléments probants de cancérogénicité du dichlorométhane par la voie orale, sauf peutêtre chez les souris, une espèce reconnue pour avoir des taux plus élevés de métabolisme du dichlorométhane par le biais de la voie GST. Les tumeurs les plus fréquentes observées dans ces études se situaient dans le foie, le poumon et la glande mammaire. Les seules relations doseeffet claires observées entre l'exposition au dichlorométhane et le développement de tumeurs sont celles causant des adénomes ou carcinomes alvéolaires et bronchiaux et des adénomes ou carcinomes hépatiques chez les souris (NTP, 1986). On a choisi comme principal paramètre les adénomes et carcinomes (combinés) dans le foie des souris mâles, puisqu'il s'agit de l'effet le plus pertinent et aussi de l'effet qui se produit aux plus bas niveaux d'exposition.

Même si l'étude du NTP (1986) fournit les meilleures données pour l'établissement d'une recommandation fondée sur le développement de tumeurs, les résultats de l'extrapolation linéaire à l'aide de données provenant de cette étude ne seraient pas représentatifs du risque réel chez les humains exposés à de l'eau potable contenant de faibles concentrations de dichlorométhane. Les résultats des études de toxicité chronique chez les animaux, dans lesquelles des rongeurs ont été exposés au dichlorométhane, laissent penser que l'exposition au dichlorométhane entraîne le développement de tumeurs uniquement lorsque la voie OFM devient saturée. Comme il ne devrait pas y avoir saturation de la voie OFM après une exposition au dichlorométhane aux concentrations habituelles dans l'eau potable, et puisque la voie métabolique dépendante de la GST est moins active chez les humains que chez les animaux, on considère que le risque excédentaire de cancer établi par extrapolation linéaire est supérieur au niveau réel de risque chez les humains et entraînerait la formulation de recommandations pour la qualité de l'eau potable plus prudentes que nécessaire. Pour cette raison, on estime que la dose externe n'est pas la mesure appropriée pour évaluer le risque de cancer et que l'on devrait plutôt recourir à la dose interne.

On a utilisé la modélisation PBPK pour calculer le risque excédentaire de cancer d'après la dose interne des métabolites du dichlorométhane chez des humains exposés au dichlorométhane dans l'eau potable. La modélisation PBPK a tenu compte de l'utilisation d'une étude d'exposition par inhalation au lieu d'une étude par ingestion, des différences métaboliques entre les animaux et les humains et des différences métaboliques liées aux niveaux d'exposition, selon qu'ils soient forts ou faibles (Hamelin et coll., 2009). Les concentrations externes de dichlorométhane associées à un risque excédentaire de cancer de l'ordre de 10-4, 10-5 et 10-6, calculées dans l'étude du NTP (1986), ont été utilisées dans le modèle PBPK pour les souris afin de calculer la dose interne (mesurée en métabolites hépatiques générés par l'enzyme GST dans le foie et selon l'aire sous la courbe pour les concentrations de dichlorométhane dans le foie) associée à chaque niveau de risque. Ces doses internes associées à chaque niveau de risque sont celles qui ont servi comme données d'entrée pour le modèle PBPK humain et à partir desquelles on a calculé, pour les humains, les doses externes qui généreraient de telles doses. On a ainsi obtenu une estimation de la dose externe à laquelle les humains seraient exposés dans l'eau potable et qui serait associée à un risque excédentaire de cancer chez les humains de 10-4, 10-5 et 10-6 pour une exposition quotidienne à l'eau potable par ingestion de 1,5 L d'eau et des expositions par inhalation (1,65 Leq) et par contact cutané (0,8 Leq) lors d'une douche d'une durée de 30 minutes.

Les résultats de la modélisation PBPK indiquent qu'un risque excédentaire de cancer de minimis (essentiellement négligeable) de l'ordre de 10-6 est associé à une exposition à de l'eau contenant 0,169 mg/L (169 µg/L) de dichlorométhane (Hamelin et coll., 2009). Cette concentration de dichlorométhane est beaucoup plus élevée que la valeur de 5,2 µg/L calculée par extrapolation linéaire seulement, sans utiliser de modèle PBPK pour tenir compte des différences métaboliques entre les souris et les humains et entre les expositions fortes et faibles. Les résultats qui incorporent les taux de production de métabolites sont considérés comme étant une estimation plus raisonnable du risque associé à l'exposition au dichlorométhane chez les humains que la simple extrapolation linéaire.

10.2 Évaluation du risque d'effets autres que le cancer

Dans le cas des effets de l'exposition au dichlorométhane autres que le cancer, il est possible de calculer une dose journalière tolérable (DJT) en prenant en considération toutes les études disponibles et en choisissant l'effet critique constaté à la plus faible dose, ainsi qu'une dose (point de départ) à laquelle cet effet critique n'est pas observé ou se produirait à une incidence relativement faible (p. ex., 10 %), puis en réduisant cette dose par un facteur d'incertitude afin de tenir compte des différences entre les conditions de l'étude et celles de l'exposition environnementale des êtres humains. Bien que le calcul de la DJT ne soit habituellement pas utilisé pour évaluer les produits chimiques classés comme cancérogènes du groupe II par Santé Canada, cette approche a été envisagée pour le dichlorométhane en raison de données indiquant une faible production de métabolites cancérogènes du dichlorométhane lors d'exposition à de faibles doses chez les humains. De plus, il est possible qu'une recommandation fondée sur le cancer comme effet puisse ne pas être suffisante pour prévenir des effets nocifs autres que le cancer.

Le foie est l'organe cible pour les effets nocifs chroniques non néoplasiques dus à l'exposition au dichlorométhane. Plusieurs études de toxicité chronique chez les animaux ont fait ressortir des changements histologiques dans le foie liés à l'exposition. Toutefois, un petit nombre d'études par inhalation ont relevé des effets nocifs dans d'autres systèmes organiques chez les animaux exposés de manière chronique au dichlorométhane. Les études par ingestion ou par gavage ne font aucunement mention d'effets nocifs sur d'autres systèmes organiques.

Seulement deux études par ingestion d'une durée de 2 ans ont été publiées pour le dichlorométhane; l'une a été réalisée sur des rats (Serota et coll., 1986a) et l'autre sur des souris (Serota et coll., 1986b). Le paramètre le plus sensible était celui des changements histopathologiques observés dans le foie chez des groupes de rats exposés à ≥ 50 mg/kg p.c. par jour, et dans un groupe de souris exposées à une dose de 250 mg/kg p.c. par jour. La NOAEL sur laquelle se base l'évaluation du risque est de 6 mg/kg p.c. par jour, car il y a eu chez les rats mâles et femelles ayant ingéré > 6 mg/kg p.c. par jour des augmentations statistiquement significatives de l'incidence de foyers et de zones de modifications cellulaires (Serota et coll., 1986a).

Bien que l'étude déterminante ait établi une NOAEL, c'est la méthode de la dose de référence (DR) qui a servi à calculer un point de départ, car la valeur est fondée sur les données tirées de toute la courbe doseréponse pour l'effet critique, plutôt que du groupe de dose unique à la NOAEL (PISSC, 1994). On a suggéré une limite de confiance inférieure de la DR comme substitut approprié de la NOAEL (Crump, 1984). Plus précisément, on a défini la limite de confiance de la dose de référence (LCDR) appropriée comme étant une estimation de la limite inférieure de l'intervalle de confiance à 95 % de la dose correspondant à un niveau de risque de 1 à 10 % de plus que les niveaux de fond. La définition de la DR comme limite de confiance inférieure tient compte de la puissance statistique et de la qualité des données (PISSC, 1994).

La méthode DR a donc été utilisée pour estimer la dose à laquelle l'effet critique ne serait pas observé ou aurait une incidence relativement faible, d'après les données histopathologiques de l'étude déterminante faite par Serota et coll.(1986a). Plus particulièrement, l'incidence dans le foie de foyers ou de zones de modifications chez les rats mâles était de 27/36 (75 %), 25/40 (63 %), 22/34 (65 %), 35/38 (92 %), 34/35 (97 %) et 40/41 (98 %) à des doses de 0, 0, 6, 52, 125 et 235 mg/kg p.c. par jour, respectivement; chez les rats femelles, elle était de 17/31 (55 %), 17/36 (47 %), 12/29 (41 %), 30/41 (73 %), 34/38 (89 %) et 31/34 (92 %) à des doses de 0, 0, 6, 58, 136 et 263 mg/kg p.c. par jour, respectivement.

Avec les données de ce schéma posologique et à l'aide du logiciel Benchmark Dose de l'U.S. EPA (U.S. EPA, 2009), on a calculé la DR et sa limite de confiance inférieure à 95 % (LCDR) correspondant à une hausse de l'ordre de 10 % de plus que les niveaux de fond du risque excédentaire de foyers et zones de modifications cellulaires dans le foie. Le modèle à plusieurs niveaux a fourni une validité d'ajustement acceptable (p = 0,27 de rejet du modèle) pour l'incidence des foyers et zones de modifications cellulaires dans le foie chez les rats mâles, le sexe le plus sensible pour cet effet dans l'étude de Serota et coll. (1986a). La DR10 pour les rats mâles était de 6,4 mg/kg p.c. par jour, tandis que la LCDR10 (la limite de confiance inférieure à 95% pour la DR10) était de 4,2 mg/kg p.c. par jour. Cela signifie que le risque excédentaire à 4,2 mg/kg p.c. par jour est estimé, avec un intervalle de confiance à 95 %, comme étant inférieur à 10 %.

Si de nombreuses études sur le dichlorométhane ont été réalisées en exposant les sujets par inhalation, la base de données demeure incomplète pour ce qui est de l'exposition au dichlorométhane par ingestion. Bien que dans le cadre d'essais biologiques sur la durée d'une vie, des rats et des souris aient été exposés au dichlorométhane dans l'eau potable pendant 2 ans, aucune étude n'a été faite sur plusieurs générations pour ce qui est de la voie d'exposition par ingestion, et les études sur la reproduction et le développement ne portent que sur une seule espèce animale (le rat). Pour tenir compte des lacunes de cette base de données, un facteur d'incertitude de 3 a été ajouté au calcul. Bien que les données sont également insuffisantes pour permettre d'exclure la possibilité que le dichlorométhane soit un cancérogène avec seuil, une évaluation distincte du risque d'effet cancérogène sans seuil a été effectuée; celleci a déterminé que le risque de cancer lié à l'exposition au dichlorométhane aux concentrations qu'on retrouverait généralement dans l'environnement est essentiellement négligeable. De plus, l'effet critique dans l'étude déterminante (développement de foyers et zones de modifications cellulaires dans le foie) est un précurseur de l'effet cancérogène critique utilisé dans le cadre de l'évaluation du risque de cancer (adénomes et carcinomes hépatocellulaires); par conséquent, prévenir le dévelopement de ces effets néfastes sur le foie peut empêcher le développement de carcinomes hépatocellulaires. Un facteur d'incertitude pour le potential carcinogène n'a donc pas été inclus.

On n'a trouvé aucune information sur le mode d'action du dichlorométhane en ce qui concerne les changements histopathologiques dans le foie; par conséquent, on ne peut pas utiliser de facteurs de correction propres au composé chimique pour remplacer les facteurs d'incertitude, et les données interspécifiques dérivées de la modélisation PBPK ne peuvent être incorporées dans l'évaluation du risque d'effets autres que le cancer. La DJT pour le dichlorométhane se calcule comme suit :

 
Description textuelle 5 - Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada - Document technique - Le dichlorométhane
La dose journalière tolérable du dichlorométhane est égale à 0,0042 milligrammes par kilogramme de poids corporel par jour. Cette valeur a été calculée en divisant 4,2 milligrammes par kilogramme de poids corporel par jour par 1000.
 

où :

  • 4,2 mg/kg p.c. par jour est la LCDR10 calculée à partir des données de l'étude sur les rats de Serota et coll. (1986a), d'après une augmentation du développement de foyers et des modifications cellulaires dans le foie, de 10 % supérieure aux niveaux de fond;
  • 300 est le facteur d'incertitude (×10 pour la variabilité interspécifique, ×10 pour la variabilité intraspécifique et ×3 pour tenir compte des lacunes de la base de données, y compris le nombre restreint d'études développementales sur l'eau potable.

En se servant de cette DJT, la concentration maximale acceptable (CMA) pour le dichlorométhane dans l'eau potable est calculée comme suit :

 
Description textuelle 6 - Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada - Document technique - Le dichlorométhane
La concentration maximale acceptable pour le dichlorométhane est égale à 0,015 milligramme par litre (valeur arrondie). Cette valeur a été calculée en multipliant la dose journalière tolérable (précédemment calculée) 0,0042 milligrammes par kilogramme de poids corporel par jour par 70 kilogrammes, puis par 0,2. La valeur obtenue a par la suite été divisée par 4,0 litres équivalent par jour pour avoir la concentration maximale acceptable.
 

où :

  • 0,014 mg/kg p.c. par jour est la DJT calculée précédemment;
  • 70 kg est le poids corporel moyen d'un adulte;
  • 0,20 est la proportion de la dose journalière allouée à l'eau potable; c'est la valeur par défaut puisque les données sont insuffisantes pour calculer la valeur réelle; et
  • 4,0 Leq/jour est le volume quotidien d'eau consommé par un adulte, en tenant compte des diverses voies d'exposition.

10.3 Comparaison de l'évaluation de risque de cancer et d'effets autres que le cancer

Comme décrit à la section 10.1, la concentration de dichlorométhane dans l'eau potable associée à un risque excédentaire de cancer de 10-6 est de 0,169 mg/L. La CMA, calculée à l'aide de la DJT, comme montré dans la section 10.2, est de 0,05 mg/L. Étant donné que la méthode de la DJT permet d'obtenir une CMA plus prudente, c'est elle qui a été retenue pour déterminer la CMA. Malgré la classification du dichlorométhane comme étant une substance probablement cancérogène pour les humains (Environnement Canada et Santé Canada, 1993) et possiblement cancérogène pour les humains (CIRC, 1999), les effets cancérigènes sont négligeables à une concentration de 0.05 mg/L dans l'eau potable, et la protection contre les effets néfastes au foie peut prévenir l'apparition de carcinomes hépatocellulaires. Une CMA de 0,05 mg/L pour le dichlorométhane permet d'assurer une protection contre le cancer et les effets autres que le cancer.

10.4 Considérations internationales

D'autres organismes ont établi des lignes directrices ou des règlements relativement à la concentration du dichlorométhane dans l'eau potable. Les lignes directrices/limites existantes sont de 20 µg/L (OMS, 2003), 5 µg/L (U.S. EPA, 2006), 4 µg/L en Australie (NHMRC, 2004) et 4 µg/L en Californie (OEHHA, 2000). Les différences entre ces limites s'expliquent principalement par le fait que certains organismes ont fondé leurs calculs sur un risque unitaire de cancérogénicité (Cal EPA, U.S. EPA), alors que d'autres se sont basés sur les effets hépatotoxiques en adoptant la méthode de la DJT (OMS, NHMRC de l'Australie). Parmi les organismes qui ont utilisé la méthode de la DJT, la variabilité est attribuable au choix de différents facteurs d'incertitude, de différents facteurs d'attribution et de différentes valeurs par défaut pour le poids corporel.

Pour déterminer son objectif de santé publique relativement au dichlorométhane dans l'eau potable, la California Environmental Protection Agency (OEHHA, 2000) a utilisé une consommation quotidienne d'eau équivalant à 6,0 Leq/jour. Cette valeur était basée sur un taux estimatif d'ingestion quotidienne d'eau de 2,2 L/jour et des équivalents estimatifs pour l'exposition cutanée et par inhalation de 3,8 Leq/jour (par les douches, bains, chasses d'eau et autres activités domestiques utilisant de l'eau contaminée au dichlorométhane). Aucun autre organisme n'a calculé les expositions potentielles par contact cutané et par inhalation pour l'eau potable.

D'autres organismes ont utilisé des modèles PBPK pour évaluer le risque associé au dichlorométhane. Parmi eux, on peut citer le calcul d'un risque excédentaire de cancer par l'U.S. EPA pour l'évaluation du risque IRIS (U.S. EPA, 1995c; DeWoskin et coll., 2007), le taux maximal de contaminants dans l'eau potable (OEHHA, 2000) et la détermination d'un objectif de santé publique pour le dichlorométhane dans l'eau potable par l'EPA de la Californie (OEHHA, 2000).

11.0 Justification

Comme le dichlorométhane est un composé volatil, il persiste dans l'eau souterraine plus longtemps que dans l'eau de surface. Ses propriétés physicochimiques indiquent que l'inhalation et le contact cutané lors d'un bain ou d'une douche peuvent aussi constituer des voies importantes d'exposition. De ce fait, la présente évaluation intègre une méthode tenant compte de plusieurs voies d'exposition.

Santé Canada classe le dichlorométhane comme étant une substance probablement cancérogène pour les humains, sur la base d'éléments probants insuffisants quant à sa cancérogénicité pour l'humain, mais suffisants quant à ses effets sur les animaux. Le CIRC considère le dichlorométhane comme étant possiblement cancérogène pour les humains. Toutefois, la documentation scientifique actuelle semble indiquer qu'il y a risque de cancer seulement à des niveaux d'exposition très élevés qui satureraient une des voies métaboliques (la voie OFM). Par conséquent, on a tenu compte des effets de cancer et des effets autres que le cancer lors du calcul de la CMA.

Des études chez les animaux ont montré des liens entre l'exposition au dichlorométhane et divers types de tumeurs chez les rats (fibroadénomes et adénomes mammaires) et chez les souris (adénomes et carcinomes alvéolaires et bronchiaux, adénomes et carcinomes dans le foie). Les études épidémiologiques ne font pas ressortir une augmentation forte ou constante des tumeurs chez les travailleurs exposés au dichlorométhane pendant de nombreuses années. La modélisation PBPK a été effectuée pour tenir compte des différences pharmacocinétiques entre les animaux et les humains, entre les expositions fortes et faibles et entre les différentes voies d'exposition.

D'après l'évaluation du risque de cancer, on peut calculer une valeur basée sur la santé de 0,169 mg/L (169 µg/L) pour le dichlorométhane dans l'eau potable. Cette évaluation suppose un risque excédentaire de cancer de minimis de 10-6, ce qui est considéré comme étant « essentiellement négligeable ». Parmi les effets autres que le cancer, ce sont les changements histopathologiques dans le foie des rats qui constituent l'effet le plus sensible. D'après ces effets observés, on peut calculer une valeur basée sur la santé de 0,05 mg/L (50 µg/L) pour le dichlorométhane dans l'eau potable. On choisit la plus faible des deux valeurs calculées basées sur la santé (soit 0,05 mg/L) comme étant la CMA, puisque cette valeur assure une protection à la fois contre le cancer et les autres effets nocifs. La CMA peut être mesurée par les méthodes d'analyse courantes et peut être atteinte grâce aux techniques de traitement mises en place à l'échelle municipale. Il n'existe actuellement aucun dispositif résidentiel de traitement de l'eau certifié pour réduire la quantité de dichlorométhane dans l'eau potable, mais les dispositifs de traitement avec des filtres au charbon actif peuvent être efficaces à cette fin.

Santé Canada continuera, dans le cadre de son processus continu de révision des recommandations, de suivre les nouvelles recherches à ce sujet, et recommandera au besoin toute modification jugée appropriée.

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Annexe A : Liste des acronymes

ADN
acide désoxyribonucléique
ALT
alanine aminotransférase
ARN
acide ribonucléique
AST
aspartate aminotransférase
ATG
aération par tour à garnissage
AUS
azote uréique du sang
CAG
charbon actif en grains
CMA
concentration maximale acceptable
CO
monoxyde de carbone
CO2
dioxyde de carbone
COHb
carboxyhémoglobine
COV
composé organique volatil
CYP
cytochrome P450
DJT
dose journalière tolérable
DL50
dose létale pour 50 % des animaux à l'essai
ECG
électrocardiogramme
ECS
échange de chromatides sœurs
Fabs
fraction absorbée
Fair:eau
concentration aireau de dichlorométhane
GST
glutathion transférase
GSTT1
glutathion transférase thêta 1
GSTT2
glutathion transférase thêta 2
IC
intervalle de confiance
Kae
constante de la loi de Henry
Koc
coefficient de distribution par sorption
Koe
coefficient de distribution noctanoleau
Kp
coefficient de perméabilité de la peau
Leq/j
litre équivalent par jour
LDM
limite de détection pour la méthode
MON
matière organique naturelle
MPT
moyenne pondérée dans le temps
MTE
meilleures techniques existantes
NOAEL
dose sans effet nocif observé
OFM
oxydase à fonction mixte
PBPK
pharmacocinétique à base physiologique
ppm
parties par million
RC
rapport de cotes
SPEQ
seuil pratique d'évaluation quantitative
TAC
triacétate de cellulose
TCFV
temps de contact en fût vide

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