Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : Document technique - Le strontium

2.1 Effets sur la santé

Bien que seules quelques études menées sur des humains aient fait état d'un effet nocif sur les os, de nombreuses études animales ont révélé des effets nocifs sur les os à la suite de l'ingestion de fortes doses de strontium. Étant donné que c'est durant la première année de vie que la sensibilité aux effets nocifs sur les os est la plus élevée, les nourrissons sont considérés comme la sous-population sensible à la toxicité du strontium. Par conséquent, la CMA de 7,0 mg/L a été établie en fonction d'études sur les effets osseux chez les jeunes rats.

2.2 Exposition

Les Canadiens sont principalement exposés au strontium dans les aliments et l'eau potable. La concentration de strontium dans les produits alimentaires au Canada varie selon les municipalités et les années, et dépend de l'aliment en question et des conditions du sol. Les concentrations de strontium dans l'eau potable au Canada peuvent varier grandement selon les formations géologiques et les activités anthropiques à proximité de l'eau non traitée, l'eau souterraine présentant généralement des concentrations plus élevées que l'eau de surface. On ne s'attend pas à ce que l'apport en strontium présent dans l'eau potable se fasse par contact cutané ou par inhalation.

2.3 Analyse et traitement

Il existe plusieurs méthodes d'analyse permettant de mesurer le strontium total présent dans l'eau potable à des concentrations bien inférieures à la CMA. Les mesures devraient être pour le strontium total, ce qui inclut sa forme dissoute et sa forme particulaire dans un échantillon d'eau.

La précipitation chimique et l'échange d'ions constituent les deux meilleures techniques pour l'enlèvement du strontium naturellement présent dans l'eau potable. À l'échelle municipale, les techniques disponibles pour le traitement du strontium total comprennent la précipitation chimique, l'échange d'ions et l'osmose inverse. Parmi les autres stratégies pour diminuer l'exposition au strontium, il y a le fait de se relier à une nouvelle source d'eau, de mélanger différentes sources d'eau permettant de diminuer la concentration de strontium sous la CMA ou de se raccorder à un autre système d'approvisionnement en eau.

À l'échelle résidentielle, les dispositifs de traitement utilisant les techniques d'échange d'ions ou d'osmose inverse seraient efficaces pour enlever le strontium de l'eau potable, bien qu'aucun de ces dispositifs de traitement ne soit actuellement certifié à cette fin. Il est important de noter que les systèmes d'osmose inverse doivent être installés uniquement au point d'utilisation, étant donné que l'eau traitée pourrait être corrosive pour les composants de plomberie interne.

2.4 Considérations internationales

L'Organisation mondiale de la Santé (OMS), l'United States Environmental Protection Agency (U.S. EPA), l'Union européenne et le National Health and Medical Research Council de l'Australie n'ont pas établi de limites réglementaires fondées sur la santé quant à la concentration de l'élément chimique strontium dans l'eau potable.

3.0 Application de la recommandation

Remarque : Des conseils spécifiques concernant l'application des recommandations pour l'eau potable devraient être obtenus auprès de l'autorité appropriée en matière d'eau potable dans le secteur de compétence concerné.

En ce qui concerne les systèmes d'approvisionnement en eau potable qui connaissent à l'occasion de courts épisodes de dépassement des concentrations de strontium au-delà de la valeur de la recommandation, il est suggéré d'élaborer un plan et de le mettre en œuvre pour remédier à ces situations. Le traitement de l'eau à la source, le mélange avec de l'eau provenant d'un autre réseau, l'interconnexion avec un tel réseau et l'achat d'eau auprès d'un tel réseau pourraient constituer des stratégies de diminution de l'exposition au strontium qui se trouve dans l'eau potable. Quant aux longs épisodes de dépassement plus importants qui ne peuvent pas être résolus grâce au traitement, il est suggéré d'envisager d'autres sources d'eau potable.

Il se pourrait que le protocole d'analyse actuel sous-évalue la concentration de strontium total dans l'eau potable dans les cas où le strontium particulaire n'est pas solubilisé (voir la section 6.3). Les installations de traitement doivent consulter les autorités responsables de l'eau potable afin de connaître les exigences de traitement, telles que la digestion des échantillons.

3.1 Surveillance

3.1.1 Caractérisation des sources

Le strontium se trouve dans les eaux de surface et souterraines présentant des dépôts calcaires riches en célestine. Il faut caractériser toutes les sources d'eau (de surface et souterraines) pour déterminer s'il y a présence de strontium. La fréquence de la caractérisation dépendra de variations potentielles :

• En ce qui concerne les eaux de surface, il peut y avoir des concentrations élevées de strontium dans les secteurs présentant de faibles précipitations et des taux d'évaporation élevés. Ces conditions peuvent mener à une présence accrue de matières dissoutes dans les cours d'eau, et donc se traduire par proportionnellement plus de strontium dans ces eaux de surface à salinité élevée.
• Dans les eaux souterraines, bien que la concentration de strontium soit moins susceptible de fluctuer, des variations ont été observées entre des puits de zones humides et de zones sèches.

Si la concentration de strontium total dans une source d'eau avoisine la CMA et qu'il est prévu ou connu que la concentration varie avec le temps (p. ex. si des activités anthropiques sont instaurées), une surveillance de la source devrait être faite chaque année. Les autorités peuvent envisager de réduire la surveillance s'il est démontré que la concentration de strontium dans la source d'eau est inférieure à la CMA et si un traitement approprié est en place.

La qualité de l'eau des nouvelles sources d'eau utilisées aux fins de consommation devraient être évaluée par ceux qui exercent des mesures de contrôle pour gérer la présence de strontium afin de s'assurer que cela ne gêne pas les procédés de traitement existants, ne se répercute pas sur le réseau de distribution et ne crée pas d'autres enjeux liés à la qualité de l'eau.

3.1.2 Surveillance opérationelle

Une surveillance régulière de l'eau traitée doit être exercée lors du traitement de l'eau pour éliminer le strontium afin d'effectuer les rajustements de procédés nécessaires, et de s'assurer que les procédés de traitement continuent d'être efficaces pour maintenir les concentrations de strontium sous la CMA. Une surveillance du pH de l'eau dans le contexte de l'exploitation doit être assurée par les installations de traitement qui ont recours à l'adoucissement à la chaux et au carbonate de sodium. Étant donné que le calcium joue un rôle important et nécessaire dans l'enlèvement du strontium, une concentration suffisante de calcium est requise pour assurer un enlèvement optimal du strontium. Les installations de traitement qui utilisent des résines échangeuses de cations fortement acides sous forme de sodium doivent être conscientes que ce procédé pourrait introduire des quantités indésirables de sodium dans l'eau traitée.

3.1.3 Surveillance de la conformité

Lorsqu'un système de traitement est en place pour l'enlèvement du strontium, il est recommandé de mener une surveillance de conformité du strontium total, à tout le moins chaque année, afin de confirmer que la CMA n'est pas dépassée. Les échantillons devraient être prélevés après le traitement, mais avant la distribution (généralement au point d'entrée du réseau de distribution), puis analysés par un laboratoire accrédité.

3.1.4 Réseau de distribution

Comme toute substance inorganique, le strontium peut s'accumuler dans les réseaux de distribution et être libéré par la suite. Par conséquent, il faut aussi exercer une surveillance tout le long des réseaux de distribution où la présence de strontium a été ou est habituellement observée dans l'eau non traitée et distribuée. Les programmes de surveillance doivent être conçus en fonction de chaque réseau d'eau potable particulier, afin qu'il soit possible de vérifier que les stratégies de contrôle fonctionnent comme prévu et d'examiner les facteurs de risque de concentration élevée de strontium dans le réseau d'eau potable. Les facteurs qui influencent l'accumulation (p. ex. produits de corrosion du fer, dépôts de manganèse et incrustations de carbonate de calcium) et la mobilisation du strontium, comme des changements dans la chimie de l'eau et des perturbations physiques/hydrauliques dans le réseau de distribution, pourraient servir d'indicateurs de la fréquence de surveillance des rejets de strontium, ainsi que des endroits où exercer une telle surveillance.

Il faut exercer une surveillance à l'égard du strontium total et des autres contaminants (p. ex. fer, manganèse, arsenic, plomb) lorsque la qualité de l'eau change ou que des perturbations physiques se produisent dans le réseau. Le rejet de strontium et d'autres contaminants peut être indiqué par un changement de couleur de l'eau ou une augmentation de la turbidité résultant de la libération de dépôts ou d'incrustations présents sur les parois des tuyaux. La fréquence et le lieu des sites de surveillance du strontium dans le réseau de distribution doivent tenir compte de l'accumulation propre au site et des facteurs de risques de rejet. Cependant, même si l'eau ne change pas de couleur, il ne faut pas l'interpréter comme une absence de rejet de métaux.

La fréquence des activités de surveillance peut être moindre dans les services d'eau potable dont les données de référence indiquent l'absence de strontium dans le réseau de distribution.

3.1.5 Puits privés

Les propriétaires qui possèdent des puits privés sont encouragés à faire vérifier la présence de strontium total dans leur eau, afin de s'assurer que la concentration dans leur source d'approvisionnement est inférieure à la CMA. De plus, les propriétaires de puits privés qui utilisent des dispositifs de traitement résidentiel doivent régulièrement faire vérifier l'eau qui entre dans le dispositif ainsi que l'eau traitée pour s'assurer de l'efficacité du dispositif. Les propriétaires qui utilisent des adoucisseurs à échange d'ions doivent être conscients qu'un tel système de traitement peut introduire des quantités indésirables de sodium dans l'eau traitée.

Partie II. Science et considérations techniques

4.0 Propriétés, utilisation et sources dans l'environnement

Le strontium élémentaire (numéro de registre du Chemical Abstracts Service [CAS] : 7440-24-6) a un poids moléculaire de 87,62 g/mol. Il se situe entre le calcium et le baryum dans le groupe des métaux alcalino-terreux. Le strontium (Sr) se trouve uniquement à un état de valence de +2 dans l'environnement (OMS, 2010; ANSES, 2013). Parmi les nombreux isotopes de strontium qui peuvent exister, on en trouve seulement quatre (⁸⁴ Sr, ⁸⁶Sr, ⁸⁷Sr, ⁸⁸Sr) à l'état naturel; ces isotopes sont considérés comme stables (MacMillan et coll., 2000). Lesisotopes radioactifs de strontium, en particulier⁸²Sr, ⁸⁵Sr, ⁸⁹Sr et ⁹⁰Sr, se forment lors de la fission nucléaire (ATSDR, 2004) ou sont produits à des fins médicales. Le strontium est présent naturellement dans la croûte terrestre à une concentration de 0,04 % (au 15^e rang des éléments les plus abondants), et dans l'eau de mer à une concentration de 0,0008 % (8 ppm) (MacMillan et coll., 2000). Il réagit facilement au contact de l'eau et de l'oxygène, et se retrouve généralement sous forme de carbonate de strontium (SrCO₃) et de sulfate de strontium (SrSO₄) dans les minéraux, mais peut également être présent dans d'autres composants, comme le phosphate de strontium [Sr₃(PO₄)₂], et en association avec des formations de roches sédimentaires (Skoryna, 1981; ANSES, 2013). Il est présent dans l'eau en tant que cation hydraté, et peut créer des complexes avec des carbonates et des silicates selon la minéralisation de l'eau (Malina, 2004; OMS, 2010). Le strontium a un point d'ébullition de 375 °C, un point de fusion de 122 °C et une pression de vapeur de 0,0005 Pa (basse) (U.S. EPA, 1996). La solubilité des sels de strontium varie. Le nitrate de strontium (Sr(NO₃)₂, 538-790 g/L à 18 °C), le chlorure de strontium (SrCl₂, 345-538 g/L à 20 °C) et le SrSO₄ (0,14 g/L à 30 ºC) sont modérément solubles dans l'eau, tandis que le SrCO₃ (0,01 mg/L à 25 °C) est faiblement soluble (MacMillan et coll., 2000; ATSDR, 2004). Il n'existe pas de données relatives à la constante de la loi d'Henry.

Les espèces géochimiques de strontium les plus importantes sur le planéconomique sont le SrSO₄ (célestine ou célestite) et le SrCO₃ (strontianite) (MacMillan et coll., 2000; Ober, 2006). Le SrSO₄ est la principale source géochimique de strontium; elle estconvertie en d'autres formes à des fins commerciales, surtout en SrCO₃ et en Sr(NO₃)₂ (Fowler, 1991). Le SrCO₃ est utilisé dans les procédés de fabrication d'aimants permanents en céramique et de glaçure, en remplacement du plomb (Fowler, 1991; ATSDR, 2004; Ober, 2014). Il sert également à accroître la résistance et la dureté du verre, à améliorer des propriétés optiques, et à absorber les radiations (Ober, 2006). On l'emploie pour enlever le plomb des solutions électrolytiques au zinc et pour fabriquer des alliages d'aluminium utilisés dans les industries de l'aérospatiale et de l'automobile. Son utilisation répandue pour les applications électriques et la peinture s'explique par ses propriétés physiques, qui permettent la conduction à température élevée ainsi qu'une démagnétisation et offrent une résistance à la corrosion (Ober, 2006). Le nitrate de strontium et, dans une moindre mesure, le sulfate de strontium, le chlorure de strontium et l'oxalate de strontium servent principalement à fabriquer des pièces pyrotechniques et des dispositifs de signalisation qui produisent une vive couleur rouge. Le chromate de strontium est utilisé comme pigment de peinture. Les formes radioactives de strontium sont utilisées dans le cas d'applications médicales comme l'imagerie osseuse (ATSDR, 2004).

Certains sels de strontium sont classés comme des produits de santé naturels en vertu de l'article 7 de l'Annexe 1 (minéral) du Règlement sur les produits de santé naturels (gouvernement du Canada, 2003). Le citrate, le lactate et le gluconate de strontium, souvent en combinaison avec d'autres ingrédients, sont les sels principalement utilisés dans les produits de santé naturels pour favoriser la santé des os. Ils sont également utilisés dans le dentifrice pour soulager la sensibilité dentaire.

Le ranélate de strontium (SrR) est un médicament d'ordonnance commercialisé en Europe pour le traitement de l'ostéoporose. Il se dissocie en deux atomes stables de Sr²⁺ et en une molécule d'acide ranélique dans le tractus gastrointestinal. Son effet pharmacologique d'augmenter la densité minérale osseuse est attribué à la fraction du strontium (EMA, 2012, 2013; Yamaguchi et Weitzmann, 2012; Santé Canada, 2015a). L'acide ranélique est très peu absorbé et essentiellement excrété. La base de données sur les produits pharmaceutiques de Santé Canada n'identifie actuellement aucun produit contenant du strontium comme ingrédient actif pour le traitement de l'ostéoporose.

Bien que l'utilisation du SrR ait été approuvée en 2004 dans l'ensemble des pays de l'Union européenne pour le traitement de l'ostéoporose pour les personnes âgées, cette utilisation a par la suite été restreinte. L'Agence européenne des médicaments (EMA, 2014) considérait que le rapport avantages/risques était favorable à l'emploi du SrR. L'agence a cependant recommandé que son utilisation soit limitée aux patients ne pouvant recourir à aucune autre option et à ceux sans antécédents de problèmes cardiaques ou circulatoires, et de cesser le traitement en cas d'éruption cutanée, en raison des effets nocifs possibles. Le fabricant a cessé de commercialiser et de distribuer le SrR en 2017 (Drug and Therapeutics Bulletin, 2017). Santé Canada a adopté une approche préventive en recommandant l'ajout d'avertissements sur les étiquettes des produits contenant entre 4 et 682 mg de strontium à l'intention des personnes atteintes, ou qui sont très susceptibles d'être atteintes, de maladies cardiaques, de troubles circulatoires ou de caillots sanguins. Il est également conseillé aux utilisateurs de consulter un professionnel de la santé avant d'utiliser le produit pendant plus de 6 mois (Santé Canada, 2015b). Le groupement ranélate polaire du SrR est faiblement absorbé et non métabolisé, et il est rapidement excrété; ainsi, le strontium lui-même est considéré comme responsable des effets bénéfiques sur les os observés au cours d'essais cliniques (Laboratoires Servier, 2016). Il n'est pas certain que le mécanisme de toxicité du SrR soit complètement indépendant du groupement de l'acide ranélique. En outre, une seule dose élevée de SrR peut ne pas représenter une exposition environnementale à différents composés de Sr dans l'eau potable.

Certains sels de strontium (iodure, carbonate) sont utilisés dans le cadre du traitement contre le cancer au Canada. Seul le strontium-89 radiopharmaceutique est approuvé au Canada pour un usage intraveineux dans le cadre du traitement contre le cancer (Société canadienne du cancer, 2017).

D'importants dépôts de strontium ont été découverts en Nouvelle-Écosse, en grande partie sous forme de SrSO₄ dans des roches sédimentaires du comté de Cap-Breton. Cependant, le minerai est de faible qualité et la seule mine a commencé ses activités en 1971 pour fermer ses portes en 1976 (Fowler, 1991; Ober, 2006; Environnement Canada, 2012; Marshall, 2013).

Seules les formes non radiologiques du strontium seront évaluées dans le présent document, puisqu'il existe déjà une recommandation à l'égard des formes radioactives (Santé Canada, 2009). Le chromate de strontium ne sera pas évalué, étant donné que le chromate est considéré comme responsable des effets toxiques.

4.1 Devenir dans l'environnement

Le strontium sous forme ionique (Sr²⁺) représente la fraction échangeable soluble dans l'eau (labile dans le sol) (Lee, 2008; Heuel-Fabianek, 2014). Il pénètre principalement dans l'eau par lessivage à partir du calcaire (présent dans les roches ignées et métamorphiques,notamment dans les granites et les roches sédimentaires) sous forme de Sr²⁺ hydraté, et peut descendre dans les eaux souterraines (Malina, 2004). Bien qu'il ne soit pas activement exploité au Canada, le strontium peut être libéré dans l'environnement comme sous-produit d'autres opérations minières, comme dans le cas de l'extraction de diamants au Yukon (De Beers Canada, 2013). Les dépôts atmosphériques attribuables à la combustion du charbon et aux engrais phosphatés peuvent également contribuer, dans une moindre mesure (OMS, 2010; De Beers Canada, 2013). La mobilité du strontium dans le sol est modérée et dépend de la capacité d'échange cationique du sol, de la teneur en ions de l'eau en circulation et du pH (Kaplan et Kellum, 2010). Les sols ayant une faible teneur en ions calcium échangeable (faible capacité d'échange cationique) ou qui sont pauvres en humus favorisent la mobilité du strontium (faible coefficient de partage sol-eau, K_d), étant donné que le Sr²⁺ précipite lorsqu'il réagit avec de la matière organique (ATSDR, 2004; Heuel-Fabianek, 2014). Une petite partie adhère aux particules de métal et d'argile du sol. En fait, dans les sols légèrement acides à basiques, le strontium formera en majorité des composés insolubles (SrSO₄ lorsque le pH se situe entre 4 et 8; SrCO₃ lorsque le pH est supérieur à 8). L'eau en circulation riche en minéraux augmente également la mobilité du strontium. La majeure partie du strontium présent dans l'eau existe sous forme d'ions hydratés et peut réagir avec différents éléments, comme l'azote (N₂), le fluor (F₂) et le souffre (S) (Skoryna, 1981).

Le strontium se retrouve souvent dans les minéraux du calcium; cependant, il n'existe généralement pas de corrélation directe entre les concentrations des deux éléments. Un rapport récent n'a démontré aucune corrélation entre les concentrations de strontium et de calcium dans les eaux souterraines de l'Indiana aux États-Unis (n = 1 832) (Najm, 2016); 95 % des échantillons d'eau affichaient un rapport strontium/calcium inférieur à 0,1 (mg/mg). On a observé dans des cours d'eau aux États-Unis des rapports strontium/calcium (atomes de strontium pour 1 000 atomes de calcium) allant de 0,4 à 16. Des rapports strontium/calcium plus élevés sont observés lorsque l'eau circule dans des dépôts de SrSO₄ ou de SrCO₃, tandis que des rapports inférieurs sont relevés dans l'eau circulant dans des roches sédimentaires et basaltiques (Skougstad et Horr, 1963).

5.0 Exposition

Les aliments et l'eau représentent les principales sources d'exposition au strontium, mais leur apport est extrêmement variable, et les eaux souterraines présentent habituellement des concentrations supérieures à celles des eaux de surface. La teneur en strontium de l'eau potable canadienne peut varier considérablement selon les formations géologiques et les activités anthropiques à proximité de la source d'approvisionnement en eau. Il semble approprié que la contribution de l'eau potable en tant que source soit de 50 %, étant donné que seules deux sources principales d'exposition ont été recensées (Krishnan et Carrier, 2013) et que les données relatives à ces sources (voir le tableau 1 plus bas) appuient le choix du facteur d'attribution.

5.1 Eau

Entre 2000 et 2016, Environnement et Changement climatique Canada (2017) a recueilli des données sur la qualité de l'eau douce dans plus de 200 sites d'échantillonnage fédéraux et fédéraux-provinciaux à divers endroits et à diverses fréquences dans l'ensemble des écosystèmes aquatiques du Canada. Sur 18 821 échantillons, 5 se situaient sous la limite de détection (LD) de 0,005-4,0 µg/L (< 0,1 %); la valeur moyenne était de 154,2 µg/L, la valeur médiane, de 114 µg/L, et la valeur correspondant au 75^e percentile, de 192 µg/L; 3 % des échantillons dépassaient 500 µg/L et la valeur maximale était de 2 900 µg/L.

Les concentrations de strontium dans l'eau potable ont été mesurées dans divers endroits au Canada dans le cadre de l'Étude nationale sur les sous-produits de désinfection et certains contaminants émergents dans l'eau potable au Canada (n = 124; 41 échantillons provenaient de lacs, 48 de rivières et 35 de puits) (Santé Canada, 2015c). Dans l'eau brute, la valeur moyenne était de 185 µg/L, la valeur médiane, de 115 µg/L, et la valeur correspondant au 75^e percentile, de 250 µg/L; 11 mesures dépassaient 500 µg/L et la valeur maximale était de 1 600 µg/L. Dans l'eau traitée, la valeur moyenne était de 185 µg/L, la valeur médiane, de 130 µg/L, et la valeur correspondant au 75^e percentile, de 235 µg/L; 13 mesures dépassaient 500 µg/L et la valeur maximale était de 1 500 µg/L. L'eau potable provenant d'un lac présentait les concentrations les plus basses (valeur médiane de 43 µg/L), suivie de l'eau provenant d'une rivière (valeur médiane de 150 µg/L) et d'un puits (valeur médiane de 210 µg/L).

L'Étude canadienne sur l'alimentation totale (ECAT) est une initiative de Santé Canada qui mesure les concentrations de différentes substances chimiques dans les aliments et qui utilise les données recueillies pour estimer les apports alimentaires de différents groupes d'âge et de sexe de la population canadienne (Santé Canada, 2007a). Les concentrations de strontium ont été mesurées dans l'eau du robinet de six municipalités entre 2001 et 2007. À St. John's, la concentration moyenne était de 10 µg/L; à Halifax, de 12 µg/L; à Montréal, de 150 µg/L; à Toronto, de 138 µg/L; à Winnipeg, de 36 µg/L; et à Vancouver, de 5 à 7 µg/L.

À Terre-Neuve-et-Labrador, les concentrations de strontium ont été mesurées dans l'eau brute et dans l'eau traitée des systèmes publics d'eau potable entre 2010 et 2015 (Newfoundland and Labrador Department of Environment and Conservation, 2015). Pour les 1 184 échantillons d'eau brute analysés, la valeur moyenne était de 82 µg/L, la valeur médiane, de 14 µg/L et la valeur correspondant au 75^e percentile, de 59 µg/L; la valeur maximale détectée était de 2 990 µg/L; 204 échantillons (17 % d'entre eux) affichaient une concentration de strontium supérieure à 100 µg/L. Au total, 4 968 échantillons d'eau traitée ont été analysés; la valeur moyenne étaitde 116 µg/L, la valeur médiane, de 19 µg/L, la valeur correspondant au 75^e percentile, de 91 µg/L et la valeur maximale, de 6 320 µg/L; 1 149 échantillons (23 %) affichaient une concentration de strontium supérieure à 100 µg/L.

La Nouvelle-Écosse a fait rapport des échantillons municipaux prélevés dans 90 installations entre 1999 et 2014 (Nova Scotia Environment, 2016). Les échantillons d'eau brute (n = 191) présentaient une valeur moyenne de 98µg/L, une valeur médiane de 17 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 53 µg/L; 36 échantillons (19 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 2 200 µg/L. Les échantillons d'eau traitée (n = 483) présentaient une valeur moyenne de 55 µg/L, une valeur médiane de 19 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 29 µg/L; 58 échantillons (12 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 690 µg/L. Au total, 28 échantillons affichaient une concentration égale ou inférieure à la LD de 2 à 5 µg/L.

Au Nouveau-Brunswick pour 2008-2016, les échantillons d'eau brute (n = 442) présentaient une valeur moyenne de 297 µg/L, une valeur médiane de 185 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 281 µg/L; 350 échantillons (79 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 3 500 µg/L (ministère de la Santé du Nouveau-Brunswick, 2016). Les échantillons d'eau traitée distribuée (n = 523) présentaient une valeur moyenne de 187 µg/L, une valeur médiane de 82 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 189 µg/L; 248 échantillons (47 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 2 600 µg/L.

Un programme de surveillance des eaux souterraines au Québec a fait rapport des analyses de la présence de strontium dans les eaux souterraines dans des régions de l'ensemble de la province entre 1941 et 2012 (ministère du Développement durable, de l'Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques, 2016). Une valeur moyenne de 857 µg/L, une valeur médiane de 210 µg/L, une valeur correspondant au 75^e percentile de 580 µg/L et une valeur maximale de 47 000 µg/L ont été signalés; 10,5 % des échantillons affichaient une concentration supérieure à 1 500 µg/L et 4 % d'entre eux dépassaient 4 000 µg/L (n = 1 261 pour les puits, LD = 2 µg/L) (Brisson, 2014). De plus, le Programme de surveillance de la qualité de l'eau potable a signalé trois mesures supérieures à 1 500 µg/L et une mesure supérieure à 4 000 µg/L (LD = 0,2 µg/L) parmi les échantillons d'eau souterraine traitée prélevés dans 50 installations entre 2012 et 2014.

Le projet Géochimie des eaux souterraines ambiantes caractérise l'étatchimique des eaux souterraines du sud de l'Ontario (une région de 96 000 km²); dans le cadre de ce projet, environ 2 300 échantillons ont été prélevés entre 2007 et 2014 (Hamilton, 2015). Au total, 31 échantillons de strontium sur 2 287 (1,3 %) affichaient une concentration inférieure à la LD de 0,1 µg/L; la valeur moyenne était de 3 528 µg/L, la valeur médiane, de 625 µg/L et la valeur correspondant au 75^e percentile, de 2 436 µg/L; 11,2 % des échantillons affichaient une concentration supérieure à 10 000 µg/L et la valeur maximale était de 87 832 µg/L. Il existait une faible corrélation (0,27) entre les concentrations de calcium et de strontium dans l'eau brute.

Au Manitoba, les échantillons d'eau souterraine brute (n = 736) présentaient une valeur moyenne de 454 µg/L, une valeur médiane de 454 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 551 µg/L; 664 échantillons (90 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 7 750 µg/L pour 2009-2016 (Conservation et Gestion des ressources hydriques du Manitoba, 2016). Les échantillons d'eau souterraine traitée (n = 976) présentaient une valeur moyenne de 346 µg/L,une valeur médiane de 275 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 462 µg/L; 746 échantillons (76 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 7 940 µg/L. Les échantillons d'eau de surface brute (n = 466) présentaient une valeur moyenne de 124 µg/L, une valeur médiane de 44 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 214 µg/L; 170 échantillons (37 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 1 010 µg/L. Les échantillons d'eau de surface traitée (n = 499) présentaient une valeur moyenne de 84 µg/L, une valeur médiane de 42 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 124 µg/L; 155 échantillons (31 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 653 µg/L. Au total, 24 échantillons affichaient une concentration égale ou inférieure à 1 µg/L.

En Saskatchewan, l'eau souterraine présentait une valeur moyenne de 570µg/L, une valeur médiane de 630 µg/L, une valeur correspondant au 75^e percentile de 730 µg/L et une valeur maximale de 2 100 µg/L (n = 67); l'eau de surface présentait une valeur moyenne de 310 µg/L, une valeur médiane de 250 µg/L, une valeur correspondant au 75^e percentile de 290 µg/L et une valeur maximale de 1 000 µg/L (n = 156) (Water Security Agency [Saskatchewan], 2015). Globalement, 212 échantillons (95 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et 7 échantillons présentaient une concentration égale ou inférieure à 1 µg/L.

En Alberta, les concentrations de strontium ont été mesurées entre 1999 et 2015 dans les systèmes d'approvisionnement en eau potable traitée (Alberta Environment and Sustainable Resource Development, 2016). La concentration moyenne de strontium dissous (eau filtrée, aucune particule < 0,45 µm) était de 372 µg/L; tous les échantillons présentaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 482 µg/L (n = 6). Le strontium extractible présentait une valeur moyenne de 308 µg/L, une valeur médiane de 257 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 385 µg/L; 919 échantillons (88 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 2 820 µg/L (n = 1 042). Le strontium total présentait une valeur moyenne de 276µg/L, une valeur médiane de 234 µg/L et une valeur correspondant au 75^e percentile de 315 µg/L; 202 échantillons (94 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale observée était de 1 170 µg/L (n = 214).

5.2 Aliments

Les apports alimentaires moyens de strontium ont été estimés entre 1993 et 2007 pour les Canadiens de tous les groupes d'âge dans sept municipalités (St. John's, Halifax, Montréal, Ottawa, Toronto, Winnipeg et Vancouver) dans le cadre de l'ECAT (Santé Canada, 2007b). Les apports moyens estimés par catégorie d'âge (en µg/kg poids corporel [p.c.] par jour) étaient les suivants : de 75,5 à 83,9 pour les 0 à 6 mois; de 64,9 à 69,6 pour les 6 mois à 4 ans; 44,7 pour les 5 à 11 ans; 28,4 pour les 12 à 19 ans; de 19,1 à 26,7 pour les personnes d'un âge égal ou supérieur à 20 ans (voir le tableau 1). Selon cette étude, l'exposition au strontium par voie alimentaire peut être estimée entre 1 337 et 1 869 µg par jour pour les Canadiens adultes (19,1-26,7 µg/kg p.c. par jour).

Les concentrations de strontium dans les aliments varient selon les pays et les régions et dépendent de l'aliment lui-même et des conditions du sol (Chang et coll., 2015). Selon l'ECAT menée de 1993 à 2012, les concentrations de strontium observées dans des aliments courants variaient d'une année à l'autre et d'une ville à l'autre au Canada (Santé Canada, 2007b). Par exemple, les concentrations de strontium variaient de 40 à 500 µg/kg dans le jus de pomme, de 200 à 11 000 µg/kg dans le fromage, de 100 à 1 800 µg/kg dans les œufs, de 100 à 2 500 µg/kg dans les tomates, de 200 à 800 µg/kg dans le lait entier et de 50 à 678 µg/kg dans le thé, pour atteindre jusqu'à 100 000 µg/kg dans les herbes et les épices.

Entre 2008 et 2011, l'étude MIREC a recueilli des données de biosurveillance auprès de nourrissons et de leurs mères dans 10 villes canadiennes (Arbuckle et coll., 2013). Les échantillons de lait maternel (n = 845) présentaient une valeur moyenne de strontium de 41 µg/L, une valeur médiane de 37 µg/L, une valeur correspondant au 75^e percentile de 48 µg/L et une valeur correspondant au 90^e percentile de 62 µg/L; 11 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et la valeur maximale était de 282 µg/L (Dabeka et coll., 2016). Les concentrations de strontium dans la préparation pour nourrissons reconstituée (y compris avec l'eau du robinet) qui ont été mesurées lors de l'ECAT entre 1993 et 2007 variaient de 247 à 844 µg/kg (Santé Canada, 2007a). Les valeurs de la concentration de strontium dans la préparation pour nourrissons seule (en soustrayant la contribution de l'eau du robinet) servent à calculer l'apport quotidien provenant des aliments pour les nourrissons de 0 à 6 mois nourris d'une préparation pour nourrissons, présenté dans le tableau 1.

5.3 Air

Le Réseau national de surveillance de la pollution de l'air (RNSPA) du Canada recueille des données sur plus de 300 polluants de l'air ambiant partout au Canada (Environnement Canada, 2014). Des données ont étésignalées sur la concentration de strontium dans des particules fines (MP_2,5) et grossières (MP₁₀). En ce qui concerne les particules fines, 100 échantillons sur 453 (22,1 %) affichaient une concentration supérieure à la LD de 0,28 ng/m³; la valeurmoyenne était de 0,61 ng/m³, la valeur médiane, de 0,39 ng/m³ et la valeur correspondant au 75^e percentile, de 0,63 ng/m³; quatre échantillons présentaient une concentrationsupérieure à 5 ng/m³ et la valeur maximale était de 15,7 ng/m³. En ce qui concerne les particules grossières, seuls 21 des 1 924 échantillons (1,1 %) affichaient des concentrations supérieures à la LD de 5 ng/m³, et la valeur maximale était de 17 ng/m³.

5.4 Produits de consommation

Tel qu'il est expliqué à la section 4.0, les composés de strontium font partie de différents produits médicinaux offerts au Canada; ils peuvent être consommés par voie orale en tant que produits naturels à une dose pouvant atteindre 680 mg par jour, pour le maintien de la densité minérale osseuse (Santé Canada, 2015b). Les étiquettes des produits renfermant entre 4 et 682 mg de strontium portent des avertissements destinés aux individus atteints ou présentant un risque élevé d'être atteints de maladies cardiaques, de troubles circulatoires ou de caillots sanguins, leur indiquant de consulter un professionnel de la santé en cas d'une utilisation au-delà de 6 mois (Santé Canada, 2015b). Cependant, aucune estimation de l'exposition des Canadiens à ces produits n'a été recensée. Le strontium entre également dans la fabrication de produits comme les vitraux et les composants électriques, mais les propriétés physicochimiques de ces produits font que l'exposition et l'absorption associées sont considérées comme minimales.

5.5 Sol

Les concentrations de strontium variaient de 20 à 605 mg/kg dans 162 échantillons de sol (moyenne de 207 mg/kg) prélevés au Canada (Agriculture Canada, 1979). Ces résultats sont similaires à d'autres concentrations moyennes de strontium mesurées dans le sol partout dans le monde, moyenne qui est d'environ 240 mg/kg selon l'Organisation mondiale de la Santé (OMS, 2010). Les concentrations de strontium dans la poussière domestique, la poussière de rue et le sol de jardin ont été déterminées au cours d'une enquête portant sur 50 résidences dans 10 secteurs d'Ottawa en 1992 (Rasmussen et coll., 2001). Les concentrations moyennes de strontium dans le sol de jardin, la poussière domestique et la poussière de rue étaient respectivement de 359, 242 et 446 mg/kg; les concentrations médianes étaient respectivement de 356, 249 et 445 mg/kg; les concentrations correspondant au 90^e percentile étaient respectivement de 401, 369 et 539 mg/kg; et les concentrations maximales étaient de 437, 410 et 735 mg/kg (LD minimale : 0,1 mg/kg).

5.6 Exposition multivoies par l'eau potable

Il n'est pas prévu qu'une exposition aux vapeurs de strontium survienne pendant une douche, étant donné que le strontium n'est pas volatil. Bien que la formation de fines gouttelettes durant une douche pourrait permettre l'inhalation de strontium sous forme d'aérosols, l'évaluation type de l'exposition par voies multiples, qui mesure l'exposition par inhalation à des substances chimiques volatiles pendant la douche ou le bain, ne représenterait pas avec précision l'inhalation d'aérosols de strontium au cours d'une douche. En outre, l'absorption du strontium par voie cutanée est négligeable. Ilyin et coll. (1975) ont mesuré l'absorption de strontium par la peau intacte pour trois sujets masculins ayant été exposés par voie topique à 0,15 mL d'une solution de chlorure de strontium pendant 6 heures. L'absorption cutanée moyenne du strontium était très faible (0,26 % de la quantité appliquée). Par conséquent, les expositions par voie cutanée et par inhalation pendant la douche sont peu susceptibles de contribuer de façon importante à l'exposition totale.

5.7 Apport quotidien total

On trouvera dans le tableau 1 une estimation des apports quotidiens totaux de strontium provenant de l'eau potable, de l'air, du sol et des aliments pour les groupes d'âge suivants de la population canadienne : 0 à 6 mois, 7 mois à 4 ans, 5 à 11 ans, 12 à 19 ans et âge égal ou supérieur à 20 ans. Les apports quotidiens de strontium provenant de suppléments alimentaires et d'autres produits de consommation n'ont pas été estimés, compte tenu de l'absence de données sur la proportion de la population générale qui utilise ces produits. Une variabilité individuelle des apports en strontium est possible pour chaque source. Si l'on se fie aux données du tableau 1, il semble approprié que la contribution de l'eau potable en tant que source soit de 50 %, étant donné que les aliments et l'eau potable constituent les deux principales sources d'exposition au strontium.

La séquence ci-dessus suggère que les cations Ra²⁺, Ba²⁺ et Sr²⁺ sont préférentiellement enlevés par rapport aux cations Ca²⁺ et Mg²⁺ lors de l'adoucissement de l'eau. Les REC faiblement acides affichent la mêmeséquence de sélectivité que les REC fortement acides, sauf que l'ion H⁺ est le cation le plus privilégié (Clifford et coll., 2011). En raison de l'abondance de calcium et de magnésium dans les eaux naturelles à des concentrations qui dépassent de loin celles du strontium, la présence de ces ions peut nuire à l'efficacité de l'enlèvement du strontium (Bortun et coll., 1997; Marinin et Brown, 2000; Najm, 2016), et peut réduire la durée d'utilisation de la colonne jusqu'à la percée du strontium (Clifford et coll., 2011).

La régénérabilité est un autre élément à considérer lors du choix d'une résine. En général, une résine présentant une forte affinité pour un contaminant et qui peut être utilisée intacte longtemps est difficile à régénérer (Clifford, 1999). Snoeyink et coll. (1987) ont démontré que le baryum, dont les propriétés chimiques et physiques sont similaires à celles du strontium, s'accumulait dans une REC fortement acide lors de chaque cycle de régénération, et qu'il réduisait la capacité de la résine durant le processus d'adoucissement de l'eau.

Des résines sélectives présentant une forte affinité pour des contaminants spécifiques ont été fabriquées pour des applications de traitement de l'eau. Les résines dont le groupement fonctionnel est chélatant ont démontré de fortes affinités pour des ions de dureté et pour plusieurs métaux dont le zinc, le chrome et le plomb. Charizia et coll. (1998) ont fait état de l'élaboration d'une résine sélective pour l'enlèvement du strontium radioactif des déchets nucléaires; cependant, Najm (2016) a indiqué que rien ne prouvait que cette résine ou que d'autres résines échangeuses de cations à usage unique présentant une capacité élevée d'enlèvement du strontium aient déjà été mises sur le marché.

Une étude a évalué l'efficacité de cinq systèmes d'adoucissement par EI à grande échelle et a constaté que quatre d'entre eux présentaient des taux d'enlèvement de strontium variant de 89,3 % à 99,9 %, alors que le taux du cinquième était de 33,3 % (Lytle et coll., 2015). Les concentrations de strontium dans l'eau brute variaient entre 0,27 et 36,3 mg/L. Le taux d'enlèvement le plus élevé (99,9 %) a été atteint par un système traitant une eau brute affichant une concentration de strontium de 36,3 mg/L. Une évaluation de l'efficacité du système d'EI requiert l'établissement d'une onde de percée pour aider à la détermination de la durée de vie du lit de la résine et des délais de régénération. Compte tenu qu'il n'était pas indiqué à combien de volumes de lit (VL) les échantillons d'eau avaient été recueillis, le rendement de ces cinq systèmes d'EI n'a pas pu être évalué de façon exhaustive.

Une étude en laboratoire, qui a utilisé du nitrate de strontium [Sr(NO₃)₂] en remplacement du strontium radioactif et de l'eau souterraine simulée (préparée selon la composition d'un bassin connu sous-jacent à un site nucléaire), a évalué la capacité de deux résines échangeuses de cations disponibles sur le marché et de plusieurs matériaux adsorptifs inorganiques (zéolites naturelles et synthétiques et cinq nouveaux matériaux cristallins synthétiques ou composites) à l'égard de l'enlèvement du strontium radioactif (Marinin et Brown, 2000). Selon les valeurs du coefficient de distribution (K_d) obtenues au moyen d'expériences en batch en laboratoire, les deux résines échangeuses de cations disponibles sur le marché ont démontré le potentiel d'enlèvement du strontium le plus élevé, leurs valeurs de K_d (> 200 000 et 150 000 mL/g, respectivement) dépassant de loin celles des zéolites naturelles et synthétiques, qui étaient de 680 et 1 360 mL/g, respectivement. En présence d'ions concurrents comme le calcium, le magnésium et le baryum, il a été observé que les valeurs de K_ddes résines concernant le strontium diminuaient. Le coefficient de K_d est un terme utilisé pour caractériser l'aptitude d'un adsorbant en phase solide ou d'une résine à adsorber les contaminants radioactifs d'un liquide contaminé. Le coefficient décrit le volume d'eau pouvant être traité par une masse donnée d'adsorbant lorsque les concentrations de contaminant dans le liquide et sur l'adsorbant atteignent un point d'équilibre.

Le traitement par échange d'ions présente quelques limitations. La contamination de la résine peut devenir une préoccupation si la source d'approvisionnement en eau renferme de fortes concentrations de particules, de métaux (comme le fer et le manganèse) et de matière organique dissoute. Pour préserver la durée de vie du lit, il peut être nécessaire de faire un prétraitement pour enlever ces contaminants inorganiques et organiques. Le recours à un prétraitement peut complexifier le système, augmenter les coûts et compliquer l'élimination des matières résiduelles. Le traitement par échange d'ions génère des eaux résiduaires saumâtres dont il faut disposer et qui peuvent contenir divers contaminants en concentrations importantes selon la qualité de l'eau brute à traiter. La nature et la quantité des contaminants qui se retrouvent dans la saumure, de même que les volumes de saumures qui seront générés par le traitement sont des éléments à prendre en compte dans le choix de gestion de ce type de rejet. La gestion des résines épuisées peut également devenir une contrainte si jamais des composés radioactifs sont présents à l'eau brute et enlevés par EI. Tous ces éléments doivent être pris en considération lors de l'évaluation d'un projet impliquant l'EI par les autorités.

7.1.5 Technologies des membranes

Les procédés de séparation par membrane sous haute pression tels que l'OI et la nanofiltration sont des techniques éprouvées pour l'enlèvement des ions de l'eau potable. Étant donné que le strontium existe sous forme d'ion divalent (Sr²⁺) dans l'eau, son enlèvement au moyen de membranes d'OI ou de nanofiltration doit dépasser 95 % dans la plupart des conditions (Najm, 2016).

Les procédés d'OI et de nanofiltration emploient divers mécanismes pour rejeter les constituants inorganiques dans l'eau potable (Nghiem et coll., 2004). L'exclusion par la taille est un important mécanisme de rejet des contaminants par les membranes. Dans une solution aqueuse, les ions se lient fortement à un certain nombre de molécules d'eau au moyen d'interactions électrostatiques. L'hydratation d'un composé ionique peut être considérée comme une complexation, dans laquelle l'eau joue le rôle du ligand. La complexation peut améliorer le rejet des constituants de manière significative en raison d'une augmentation de la taille de l'ion (Richards et coll., 2011). En plus de l'effet de la taille, une répulsion électrostatique peut accroître le rejet des ions chargés par la membrane de charge identique. À l'opposé, une attraction électrostatique entre des ions de charges opposées et la surface des membranes peut réduire le rejet en raison du fait que les ions sont attirés par cette surface, ce qui augmente la probabilité que ces ions traversent les pores de la membrane (Schaep et coll., 1998; Nghiem et coll., 2004; Van der Bruggen et coll., 2004; Verliefde et coll., 2008). Les effets de surface des membranes (attraction ou répulsion électrostatique) ont une durée limitée et sont rapidement atténués par le colmatage.

Quatre études pilotes portant sur des membranes de nanofiltration/OI ont évalué les effets de la fluctuation énergétique et des valeurs de pH de l'eau sur le rejet de contaminants inorganiques, dont le strontium dans les eaux souterraines (Richards et coll. 2011). Deux sources d'eau souterraine saumâtre affichant une concentration de strontium de 1,3 mg/L et d'environ 0,5 mg/L ont été utilisées pour les essais. En raison de l'exclusion par la taille, une membrane sélectionnée a atteint un taux d'enlèvement du strontium supérieur à 99,0 % pour les deux eaux souterraines testées. Aucun impact découlant des conditions d'exploitation n'a été observé (Richards et coll., 2011).

Une membrane d'OI en polyamide, spiralée et sous basse pression (< 1,0 MPa) a fait l'objet d'un essai pour le traitement du strontium et du césium radioactifs (Ding et coll., 2015). Pour la préparation des solutions d'essai, du Sr(NO₃)₂ a été dissous en remplacement du strontium radioactif dans de l'eau ultrapure contenant 1 mM de quelques cations courants (Na⁺, Mg²⁺et Ca²⁺) sousforme de sels de chlorure et 1 mM de quelques anions courants (Cl^-, F^-, NO₃^- et SO₄^2-) sous forme de sels de sodium. Les caractéristiques techniques de la membrane d'OI pilote étaient les suivantes : seuil de coupure de 100 Da, efficacité de rejet du sel de 98 %, et taux de récupération d'eau de 37,5 %. L'eau de perméation et l'eau rejetée ont été retournées au réservoir d'alimentation afin que le débit d'alimentation en strontium reste dans une plage de 100 à 1 000 µg/L. Il a été constaté que les interactions électrostatiques favorisaient le rejet du strontium, commele démontre le taux de rejet minimal (environ 97,2 %) survenu à un pH_IEP de 5,0 (point isoélectrique de la membrane). À des pH inférieurs à 5, la membrane d'OI était chargée positivement, et les rejets de strontium supérieurs à 99,0 % ont été obtenus en raison de la répulsion électrostatique. Des taux de rejet supérieurs à 99,0 % ont également été observés à un pH de 9,0, en raison du potentiel de membrane créé à la frontière entre la surface de la membrane et la solution. La membrane d'OI a également été testée avec de l'eau de surface à laquelle 1 000 µg/L de strontium avaient été ajoutés. Un taux de rejet du strontium supérieur à 97,5 % a été observé, le flux n'ayant que légèrement baissé après une période opérationnelle de 24 heures (Ding et coll., 2015).

Deux chaînes de traitement pilotes ont été exploitées pour déterminer la faisabilité de recycler l'eau traitée secondaire provenant d'une usine de traitement des eaux usées en vue du remplissage potentiel des nappes souterraines et de l'augmentation de l'eau de surface (Liang et coll., 2011). La chaîne n^o 1 comprenait une unité d'ultrafiltration,une unité d'OI et un procédé d'oxydation avancé (POA); quant à la chaîne n^o 2, elle se composait d'un bioréacteur à membrane (BRM), d'une unité d'OI et d'un POA. L'unité d'ultrafiltration testée était un système de filtration en continu de 60 gpm (3,8 L/s) équipé de 12 éléments de membrane d'ultrafiltration à fibres creuses et dont les pores de membrane présentaient une taille nominale de 0,04 µm. Le BRM évalué était une unité de 60 gpm (3,8 L/s) comportant deux ensembles de dix modules de membranes à fibres creuses et dont la taille nominale des pores de membranes était de 0,04 µm. Les systèmes d'OI étaient identiques, chacun se composant d'un filtre à cartouche et d'un appareil sous pression à deux phases comportant un total de 21 éléments spiralés de membrane. Aucun enlèvement de strontium n'a été observé de la part de l'unité d'ultrafiltration ni du BRM. Un enlèvement presque complet (99,9 %) a été obtenu avec les deux unités d'OI pilotes, les concentrations médianes ayant descendu de 726 µg/L dans l'eau d'alimentation à moins de 0,5 µg/L dans le perméat d'OI. Les deux unités d'OI ont fonctionné à un flux moyen de 12 gfd (20,4 L/m² h) et ont présenté un taux de récupération moyen d'environ 85 % (Liang et coll., 2011). De même, afin de rehausser les exigences relatives à l'approvisionnement en eau potable, Subramani et coll. (2010) ont fait rapport au sujet de l'utilisation de membranes d'OI pour la déminéralisation de l'eau de surface. Les concentrations de strontium ont systématiquement baissé de 1,2 à 1,3 mg/L dans le débit prétraité et sous la LD de la méthode de 0,01 mg/L dans le perméat (Subramani et coll., 2010).

Les limitations du procédé d'OI comprennent une possibilité d'entartrage, d'encrassement ou de défaillance de la membrane, ainsi que des coûts en énergie et en capital accrus. Le calcium, le baryum et la silice peuvent entartrer la membrane et diminuer son efficacité. Des colloïdes et des bactéries peuvent aussi causer un encrassement. L'entartrage et l'encrassement vont tous deux augmenter la chute de pression, ce qui réduira la durée de vie de la membrane et fera monter les coûts énergétiques. Des prétraitements comme l'adoucissement, la filtration par cartouche et le nettoyage de la membrane peuvent aider à obtenir des durées de fonctionnement acceptables pour la membrane. Le chlore peut endommager les membranes d'OI; il faut l'inactiver au moyen d'agents chimiques de déchloration ou de charbon actif en grains. Étant donné que l'OI enlève l'alcalinité de l'eau, elle abaisse le pH de l'eau produite et accroît sa corrosivité. Par conséquent, il faut ajuster le pH et l'alcalinité de l'eau produite pour éviter des problèmes de corrosion dans le réseau de distribution tels que le lessivage du plomb et du cuivre (Schock et Lytle, 2011).

7.1.6 Autres techniques - adsorbants inorganiques/résines échangeuses d'ions

De nombreuses études se sont penchées sur l'utilisation d'adsorbants inorganiques naturels et synthétiques pour l'enlèvement du strontium des déchets liquides générés par les centrales nucléaires, ou de l'eau souterraine contaminée par des déchets nucléaires. Ces études ont considéré ces matériaux inorganiques comme des adsorbants, bien que le mécanisme d'enlèvement du strontium soit principalement considéré comme un processus d'échange d'ions. Malgré l'observation d'une forte capacité d'échange et d'une sélectivité élevée pour le strontium (Bortun et coll., 1997; Marinin et Brown, 2000; Kulyukhin et coll., 2005; El- Kamash, 2008; Sato et coll., 2011; Ivanets et coll., 2014), ces adsorbants inorganiques/résines échangeuses d'ions ont semblé être moins efficaces comparativement aux résines échangeuses de cations régénérables conventionnelles, et il est présumé qu'elles sont plus coûteuses (Marinin et Brown, 2000; Najm, 2016). Il convient de noter que plusieurs adsorbants inorganiques ont été préparés en laboratoire et qu'ils ne sont pas disponibles sur le marché. Des essais en laboratoire et pilotes sont recommandés pour les adsorbants les plus prometteurs (Najm, 2016).

7.1.6.1 Zéolites et adsorbants à base de phosphate

Des études ont été menées sur l'utilisation de zéolites et d'adsorbants à base de phosphate pour l'enlèvement du strontium présent dans l'eau. Les zéolites (des aluminosilicates comme la clinoptilolite et la mordénite) se retrouvent en abondance dans l'environnement, et ont largement été utilisées comme adsorbants et milieux d'échange d'ions dans les systèmes de traitement des eaux usées (Kulyukhin et coll., 2005; El-Rahman et coll., 2006; El-Kamash, 2008; Yusan et Erenturk, 2011; Ivanets et coll., 2014; Araissi et coll., 2016).

El-Kamash (2008) a fait rapport sur la possibilité qu'une zéolite synthétique A (sous forme de Na⁺) adsorbe le strontium présent dans des solutions aqueuses lors d'essais en batch et en colonne à lit fixe. Cette étude constituait un autre exemple de l'utilisation d'un substitut stable (du SrCl₂∙6H₂O dans de l'eau distillée) pour obtenir des renseignements utiles sur le traitement requis pour éliminer les isotopes radioactifs de courants aqueux et de déchets nucléaires. Des expériences en batch ont été effectuées pour déterminer la gamme de pH optimale pour l'enlèvement, laquelle se situait entre 6,0 et 8,0. Lors des expériences en colonne à lit fixe, l'effet de la concentration initiale de strontium (50, 100 et 150 mg/L), la hauteur du lit (3,0, 4,5 et 6,0 cm), ainsi que le débit d'alimentation (3,12 et 5,00 mL/min) ont été examinés. Ces concentrations initiales de strontium étaient beaucoup plus élevées que celles présentes dans les usines de traitement de l'eau. Globalement, le taux d'enlèvement du strontium se situait entre 64,5 % et 86,4 %. Le taux d'enlèvement le plus élevé (86,4 %) a été obtenu avec une concentration initiale de strontium de 100 mg/L, dans un lit de 6,0 cm de profondeur, à un débit d'alimentation de 3,12 mL/min [l'équivalent d'un temps de contact en fût vide (TCFV) de 1,5 min]. De façon générale, les taux d'enlèvement élevés ont été observés à des débits d'alimentation plus faibles et dans des lits plus profonds, ce qui laisse entendre des temps de contact plus longs (El-Kamash, 2008). De même, Sato et coll. (2011) et Araissi et coll. (2016) ont indiqué que la zéolite synthétique « 4A » était une matière échangeuse d'ions efficace pour l'enlèvement du strontium et dubaryum de solutions aqueuses. Une solution d'essai a été préparée : du SrCl₂ (comme substitut radioactif) a été dissous dans de l'eau du robinet en vue d'obtenir une concentration cible variant entre 40 µg/L et 50 µg/L (Sato et coll., 2011). La zéolite A4 (capacité d'échange cationique de 5,5 meq/g) a été ajoutée à la solution d'essai à une concentration allant de 0,001 % à 1,0 % (p/v), puis la solution a été agitée pendant 30 min. On a constaté que les taux d'enlèvement du strontium dépassaient 90 % lorsque la zéolite A4 était ajoutée à une concentration d'au moins 0,01 % et que le pH se situait entre 5,8 et 8,6. Étant donné que des essais en colonne n'ont pas été effectués, l'efficacité de ce matériau n'a pu être véritablement évaluée (Sato et coll., 2011).

Kulyukhin et coll. (2005) et Ivanets et coll. (2014) se sont penchés sur l'enlèvement du strontium de l'eau réalisé au moyen de plusieurs adsorbants synthétiques de phosphate de magnésium et de calcium. Ivanets et coll. (2014) ont constaté que l'hydrogénophosphate de calcium, l'hydroxyapatite et l'hydrogénophosphate de magnésium pouvaient adsorber le strontium à des concentrations de 10,9 mg/g, 25,7 mg/g et 280,0 mg/g, respectivement. Lesessais ont été effectués avec un substitut stable [le Sr(NO₃)₂] présentant des concentrations qui variaient entre 10 mg/L et 5 000 mg/L. Les différents mécanismes d'interaction entre les ions de strontium et les adsorbants inorganiques étudiés ont expliqué les différences de rendement des adsorbants (Ivanets et coll., 2014).

7.1.6.2 Titanosilicates

Bortun et coll. (1997) ont étudié en profondeur divers phosphates et silicates métalliques polyvalents inorganiques synthétiques aux fins de l'enlèvement du strontium. Lors d'expériences en batch, deuxtitanosilicates de sodium (Na₂Ti₂SiO₇.2H₂O et Na₂TiSi₂O₇.2H₂O) et un titanate de sodium (Na₄Ti₉O₂₀) affichaient une forte affinité pour le strontium. Les expériences ont été menées avec une concentration de strontium [sous forme de SrCl₂] de 87,6 mg/L, avec et sans la présence d'ions concurrents (sodium et calcium). Les taux d'absorption maximaux du strontium de 2,0-2,5 meq de Sr/g pour les deux titanosilicates de sodium, et de 2,0 meq de Sr/g pour le titanate de sodium, ont été observés à des pH variant entre 5,5 et 8,0 et entre 6,5 et 7,5, respectivement. Alors que les ions de calcium étaient les concurrents principaux pour l'enlèvement sélectif du strontium, les ions de sodium n'ont montré aucune influence (Bortun et coll., 1997). De même, Marinin et Brown (2000) ont indiqué que parmi plusieurs matériaux adsorbants inorganiques testés, le titanosilicate de sodium synthétique et le titanate de sodium présentaient des coefficients de distribution élevés pour le strontium, mais une faible sélectivité.

Les deux formes de titanosilicate cristallin (CST_s) (en poudre et en granules) ont démontré la capacité d'enlever le strontium et le césium naturels des eaux usées à des valeurs de pH neutres et en présence d'autres ions concurrents (Bostick et coll., 1997; Spencer et coll., 2000). Lors d'essais en colonne en laboratoire (Bostick et coll., 1997) utilisant l'IONSIV^® IE-911 sous forme d'hydrogène, une percée de strontium de 1,0 % s'est produite à 14 000 VL et une percée de 15,0 % est survenue à 120 000 VL après 10 mois de fonctionnement de la colonne. Les concentrations initiales étaient de 0,1 mg/L pour le strontium, de 45,0 mg/L pour le calcium, de 18,0 mg/L pour le sodium et de 9,0 mg/L pour le magnésium, et le pH variait entre 7,0 et 8,0. Tous les autres cations ont obtenu une fuite de 50 % en dessous de 1 300 VL. À titre comparatif, une zéolite à l'essai a éliminé le strontium de manière moins efficace, une percée de 1,0 % ayant été observée à 3 000 VL et une percée de 50,0 % étant survenue à 15 000 VL (Bostick et coll., 1997).

7.2 Réseau de distribution

La tuyauterie du réseau de distribution d'eau est vulnérable à la corrosion et à l'accumulation de dépôts de calcaire sur l'intérieur de la surface des conduites. Les produits de corrosion et les incrustations de calcaire qui se forment dans les réseaux de distribution d'eau potable servent de puits réactifs aux ions de métaux comme le plomb, le cuivre, l'arsenic, ainsi que le vanadium, et il est raisonnable de supposer que les ions de strontium se concentrent également dans les produits de corrosion (Gerke et coll., 2013). Ces dépôts peuvent parfois se déloger à la suite de perturbations physiques/hydrauliques ou d'une instabilité chimique de l'eau, ce qui permet aux contaminants d'être mobilisés de nouveau dans l'eau et de créer des risques potentiels pour la santé (Ouvrard et coll., 2002; Dong et coll., 2003; Schock et Holm, 2003; Lytle et coll., 2004; Schock, 2005; Friedman et coll., 2010; Gerke et coll., 2013, 2014, 2016; Schock et coll., 2014).

La stabilité des conditions de la qualité de l'eau est un facteur important pour réduire au minimum l'accumulation et la libération de contaminants inorganiques traces dans les réseaux de distribution. Friedman et coll. (2010) ont relevé plusieurs paramètres clés liés à la qualité de l'eau qui doivent être contrôlés afin de maintenir la stabilité de l'eau pour les dépôts de matière inorganique, dont le pH, le potentiel d'oxydoréduction et la corrosion, et d'éviter le mélange non contrôlé des eaux de surface et souterraines.

On dispose de peu de renseignements sur l'accumulation de strontium dans les réseaux de distribution d'eau et sur les facteurs qui contribuent aux événements de rejet du strontium. Gerke et coll. (2014) ont évalué les mécanismes d'adsorption/désorption vers/depuis les produits de corrosion du fer à l'égard des désinfectants (chlore et chloramines) et des conditions d'écoulement de l'eau (écoulement continu et temps de séjour maximum) dans des réseaux modèles de distribution d'eau potable. Les produits de corrosion qui se sont formés dans des échantillons d'eau désinfectés au chlore et aux chloramines se composaient essentiellement d'oxyhydroxydes defer γ-FeOOH et, dans une moindre mesure, de α-FeOOH et de Fe₃O₄. Les produits de corrosion qui se sont formés dans des échantillons simulant un écoulement continu d'eau désinfectée au chlore et aux chloramines contenaient des concentrations de strontium de 22 mg/kg (0,002 % pds) et de 47 mg/kg (0,005 % pds), respectivement. En particulier, dans les échantillons simulant la durée de stagnation dans le réseau de distribution, les concentrations de strontium qu'affichaient les produits de corrosion étaient semblables et se sont élevées à 215 mg/kg (0,02 % pds) et 217 mg/kg (0,02 % pds) pour les échantillons d'eau désinfectés au chlore et aux chloramines, respectivement. Lorsque l'eau s'est remise à circuler, les concentrations de strontium dans les dépôts de calcaire sont descendues à 30 mg/kg (0,003 % pds) dans l'échantillon désinfecté au chlore et à 40 mg/kg (0,004 % pds) dans l'échantillon désinfecté aux chloramines. Les concentrations de strontium ainsi que les taux d'adsorption et de désorption ont différé légèrement selon les désinfectants utilisés. L'auteur a indiqué que les oxyhydroxydes de fer constituaient une phase importante de l'accumulation du strontium dans les eaux désinfectées au chlore et aux chloramines (Gerke et coll., 2014). De même, Gerke et coll. (2013) ont fait état de concentrations moyennes de strontium de 3 à 54 mg/kg (jusqu'à 0,005 % pds) dans la couche de surface de produits de corrosion du fer recueillis dans quatre réseaux de distribution en exploitation (trois conduites maîtresses en fonte sans revêtement et un tuyau en fer galvanisé). L'eau potable traitée avait dans tous les cas une concentration de strontium inférieure à 0,5 mg/L. De plus, une concentration en strontium de 40,3 mg/kg (0,004 % pds) a été mesurée dans des particules prélevées d'un filtre à sédiments en polypropylène (installation résidentielle, quatre années de fonctionnement). La concentration en strontium détectée était à peu près la même que la concentration en strontium moyenne de 38,0 mg/kg (0,004 % pds) mesurée dans la couche de surface des produits de corrosion du fer présents dans le réseau de distribution. Il a été suggéré que le strontium lié aux particules s'était détaché de la surface des tuyaux et avait été transporté jusqu'à la résidence (Gerke et coll., 2013).

Des études ont également observé que le strontium était adsorbé et incorporé dans des précipités de CaCO₃ et dans des dépôts de manganèse accumulés dans les réseaux de distribution (Gerke et coll., 2014; 2016). Gerke et coll. (2016) ont constaté que le fer, le chrome et le strontium s'étaient accumulés dans les dépôts de manganèse qui se formaient dans les tuyaux de plomb et les raccords en laiton de deux réseaux de distribution d'eau. L'auteur a suggéré que la déstabilisation des dépôts de manganèse pouvait accroître la concentration de métaux aux robinets des consommateurs (Gerke et coll., 2016). Des dépôts de calcaire provenant de matériaux de fabrication de canalisations des réseaux de distribution (polyéthylène et fonte) ont été prélevés dans 16 réseaux de distribution d'eau potable en Finlande, dans le cadre d'un programme de nettoyage des conduites maîtresses (Zaheus et coll., 2001). Ce programme comportait le nettoyage des conduites maîtresses en 1996, le prélèvement d'échantillons, puis une évaluation des changements après un an. Les concentrations moyennes de strontium, de fer et de calcium mesurées dans les échantillons de dépôts prélevés en 1996 étaient de 85 mg/kg (0,008 % pds), 18 % (par poids) et 3,0 % (par poids), respectivement. Après un an, des tendances à l'accroissement des concentrations de chacun des métaux ont été observées. La concentration moyenne en strontium est montée à 253 mg/kg (0,02 % pds), et les concentrations en fer et en calcium se sont élevées à 31 % et 5,4 %, respectivement, dans les dépôts nouvellement formés. Cependant, l'étude avait été menée à l'origine pour évaluer la croissance microbienne dans les réseaux de distribution, et aucune conclusion n'a été tirée au sujet de l'accumulation de matières inorganiques dans les dépôts (Zaheus et coll., 2001).

Les résultats de l'étude indiquent une accumulation de strontium négligeable dans les réseaux de distribution. Cependant, l'accumulation pourrait être plus importante en cas de concentration plus élevée (p. ex. proche de la CMA ou supérieure à celle-ci).

7.3 Échelle résidentielle

Dans les cas où l'on souhaite éliminer le strontium à l'échelle résidentielle, par exemple lorsque l'eau potable d'une résidence provient d'un puits privé, un dispositif de traitement résidentiel peut être employé pour abaisser les concentrations de strontium dans l'eau potable. Avant d'installer un appareil de traitement, il faut faire analyser l'eau pour en établir la chimie générale et vérifier la présence de strontium dans la source d'approvisionnement en eau, ainsi que sa concentration. L'eau qui entre dans le dispositif de traitement et l'eau traitée doivent être analysées régulièrement par un laboratoire accrédité pour vérifier l'efficacité du dispositif. Comme les dispositifs de traitement perdent leur capacité d'enlèvement avec l'usage et le temps, ils doivent faire l'objet d'un entretien et être remplacés à l'occasion. Les consommateurs doivent vérifier la durée de vie prévue des composantes de leur dispositif de traitement selon les recommandations du fabricant, et veiller à leur entretien au besoin.

Santé Canada ne recommande aucune marque particulière de dispositif de traitement de l'eau potable, mais conseille fortement aux consommateurs d'utiliser des dispositifs dont la conformité aux normes pertinentes de NSF International (NSF) et de l'American National Standards Institute (ANSI) est certifiée par un organisme de certification agréé. Ces normes visent à préserver la qualité de l'eau potable en assurant la sûreté des matériaux et l'efficacité des produits qui entrent en contact avec l'eau potable. Les organismes de certification, qui doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN), garantissent qu'un produit est conforme aux normes en vigueur. Au Canada, le CCN a accrédité les organismes suivants pour la certification de la conformité aux normes NSF/ANSI des matériaux et dispositifs de traitement de l'eau potable (CCN, 2019) :

• Groupe CSA (www.csagroup.org - disponible en anglais seulement);
• NSF International (www.nsf.org - disponible en anglais seulement);
• Water Quality Association (www.wqa.org - disponible en anglais seulement);
• UL LLC (www.ul.com - disponible en anglais seulement);
• Bureau de normalisation du Québec (www.bnq.qc.ca);
• International Association of Plumbing & Mechanical Officials (www.iapmo.org - disponible en anglais seulement).

Une liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du CCN (www.scc.ca/fr).

Bien qu'aucun dispositif de traitement résidentiel ne soit certifié pour enlever le strontium de l'eau potable, des dispositifs utilisant l'OI ou l'EI peuvent enlever le strontium de l'eau potable à l'échelle résidentielle. On recommande l'utilisation de dispositifs de traitement qui ont été certifiés conformes à la norme 58 de NSF/ANSI (Reverse Osmosis Drinking Water Treatment Systems, à la norme NSF/ANSI 44 (Cation exchange water softeners) ou à la norme NSF/ANSI 53 (Drinking Water Treatment Units - Health Effects). L'eau qui a été traitée par osmose inverse peut être corrosive pour l'intérieur des éléments de plomberie. Ces dispositifs devraient donc être installés uniquement au point d'utilisation. En outre, ces systèmes de traitement de l'eau potable sont conçus pour être installés uniquement au point d'utilisation, car il faut de grandes quantités d'eau pour obtenir le volume requis d'eau traitée, ce qui n'est généralement pas pratique si on les installe au point d'entrée de l'eau d'une résidence. En outre, un prétraitement peut être nécessaire pour diminuer l'encrassement et prolonger la durée de vie de la membrane d'OI.

Dans le cadre du programme de vérification des technologies environnementales (ETV) de l'EPA, NSF International (NSF), un centre des réseaux de distribution de l'eau potable de l'ETV parrainé par l'EPA pour la vérification des technologies, a évalué quatre dispositifs commerciaux d'OI-PdU fabriqués par Watts Premier Inc. (NSF, 2006a; NSF, 2006b), EcoWater Systems, Inc. (NSF, 2005a) et Kinetico, Inc. (NSF, 2005b). Les dispositifs ont été confrontés à des contaminants individuels ou combinés, notamment des produits chimiques organiques et inorganiques et des microorganismes.

Le système d'OI Watts Premier M-2400 pour PdE monté sur patins était équipéd'une cartouche à membrane d'OI de 4 po × 40 po (d'une superficie de 82 pi² [7,6 m²]), d'un filtre à charbon actif ou à sédiment prémembrane, d'un filtre à charbon actif post-membrane optionnel, et d'un réservoir optionnel pour l'eau produite. Le strontium naturel était l'un des 17 produits chimiques et microorganismes problématiques testés. Contrairement aux autres produits chimiques et microorganismes problématiques, le strontium, le césium et le cadmium ont été combinés aux fins de l'essai avec les échantillons de perméat et d'influent prélevés au début et à la fin de l'opération de 30 minutes. Les mesures des triplicats d'influent et d'eau traitée ont indiqué que les concentrations de strontium étaient tombées de 990 à 2 µg/L, soit l'équivalent d'un taux d'enlèvement > 99 % (NSF, 2006a).

Le dispositif d'OI Watts Premier WP-4V pour PdU était composé d'une membrane d'OI, d'un filtre à sédiments (pour l'enlèvement des matières particulaires), d'un filtre à charbon préactivé (pour l'enlèvement du chlore), d'un filtre à charbon postactivé, et d'un réservoir de stockage de 3 gallons. En ce qui concerne le strontium et les trois autres produits chimiques inorganiques, l'essai individuel a été mené avec uniquement la membrane d'OI en place. Une fois de plus, les analyses chimiques ont indiqué un enlèvement quasi complet du strontium, ses concentrations ayant été réduites de 920 à 1 µg/L (NSF, 2006b).

L'unité d'OI EcoWater Systems ERO-R450E pour PdU était également équipée d'une membrane d'OI, de filtres à charbon pré- et postactivés, et d'un réservoir de stockage de 3,1 gallons. Avant l'essai, la membrane d'OI a été mise en condition de fonctionnement avec de l'eau pendant sept jours. À l'instar du dispositif Watts Premier WP-4V pour PdU, le dispositif ERO-R450E pour PdU a été testé avec seulement la membrane d'OI en place ainsi qu'avec une seule substance chimique inorganique problématique. Un enlèvement du strontium de plus de 96 % a été observé, et les concentrations ont été réduites d'une moyenne de 960 µg/L à une moyenne de 33 µg/L (NSF, 2005a).

Le dispositif d'OI Pall/Kinetico Purefecta^MC pour PdU était composé d'une membrane d'OI, d'un filtre à charbon préactivé ou à sédiments, d'un filtre biologique à bactéries/virus Pall, et d'un réservoir sous pression à parois souples de 3 gallons pour le stockage du perméat. Après avoir été mis en condition de fonctionnement pendant sept jours, le dispositif équipé uniquement de la membrane d'OI a été testé avec un seul produit chimique problématique pendant une journée. Un enlèvement quasi complet (99 %) a été observé; les concentrations de strontium ont été réduites de 850 à 2 µg/L (NSF, 2005b).

Plusieurs systèmes d'adoucissement par EI pour PdE, sans description des composants des systèmes ni des conditions de fonctionnement, ont permis d'obtenir un enlèvement variant de 96,3 % à 100 % pour le traitement de concentrations de strontium variant de 0,27 à 8,22 mg/L (O'Donnell et Lytle, 2014). Les particuliers qui possèdent un puits privé doivent être conscients que l'utilisation d'adoucisseurs par échange d'ions sous forme de sodium peut entraîner une quantité non souhaitée de sodium dans l'eau traitée. La contribution dans l'eau du sodium provenant d'un adoucisseur d'eau variera en fonction du taux de dureté de l'eau.

8.0 Cinétique et métabolisme

8.1 Absorption

Lorsqu'elles sont ingérées, les formes de strontium solubles ou présentes dans les aliments sont rapidement absorbées par l'estomac et l'intestin grêle, avec un pic du taux d'absorption 1 à 2 heures après l'ingestion (Skoryna, 1981; Leeuwenkamp et coll., 1990). Un taux moyen d'absorption orale de 22-25 % a été signalé, qui variait principalement selon la dose et l'âge du sujet, mais aucune différence majeure entre les sexes et les espèces n'a été relevée (Kahn et coll., 1969; Kostial et coll., 1969; CIPR, 1993; Sips et coll., 1996; Apostoaei, 2002; Li et coll., 2006). À faibles doses, l'absorption est proportionnelle à la dose orale; cependant, cette proportion diminue à mesure que les doses augmentent ou lorsque l'ingestion a lieu avec des aliments ou du calcium (Skoryna, 1981; Sips et coll., 1996; Nielsen, 2004).

Chez les humains, les taux d'absorption observés étaient plus élevés pour l'eau potable (moyenne de 57 % et maximum de 97 %) que pour la laitue, le lait, les aliments pour bébé ou les solutions de calcium (moyennes de 27 à 45 %; Li et coll., 2006). Il a également été observé que les polysaccharides, les alginates et la pectine présents dans les aliments diminuaient l'absorption du strontium, comparativement à l'absorption de strontium administré dans de l'eau potable à 10 volontaires adultes (Höllriegl et coll., 2004). L'absorption de strontium est augmentée par un faible apport en calcium (augmentation de 20 % à 40 %) et par le jeûne (augmentation de 25 % à 55 %) (CIPR, 1993). Wellman et coll. (1966) ont démontré que le taux de rétention du strontium était plus élevé pour les nourrissons que pour les enfants de 6 à 9 ans, bien qu'aucun détail n'ait été donné sur la dose et la durée de l'exposition. Des variations (de -47 à 59 µg de strontium) du taux d'absorption (apport provenant du lait maternel moins l'excrétion fécale) ont été observées chez 12 nourrissons âgés de 6 à 8 jours (Harrison et coll., 1965).

Les jeunes rats absorbent une proportion plus élevée de strontium que les rats plus âgés, possiblement en raison d'une formation osseuse accrue (Kshirsagar, 1985; Apostoaei, 2002). L'absorption de 1 µCi de ⁸⁵SrCl était plus élevée chez les rats âgés de 14 à 18 jours (95 % ± 0,4; n = 31 rats) que chez les rats âgés de 22 jours (74 % ± 2,4; n = 5 rats), ceux âgés de 6 à 8 semaines (25 % ± 1,0; n = 45 rats) et ceux âgés de 60 à 70 semaines (11 % ± 0,8; n = 24 rats) (Taylor et coll., 1962). Selon une autre étude, des rats âgés de 22 jours à qui on a administré diverses concentrations de calcium (0,1-2 %) et une concentration fixe de strontium (0,04 µCi/g d'aliments) absorbaient plus de strontium que des rats âgés de 200 jours (Palmer et Thompson, 1964). Les jeunes rats commencent à absorber du calcium de manière préférentielle (concurrence avec le strontium) lorsqu'ils atteignent l'âge d'un an environ (Kshirsagar, 1985).

Une baisse des concentrations de calcium dans le plasma stimule la sécrétion de parathormones, ce qui se traduit par une augmentation de l'absorption du strontium, des taux de remodelage osseux, et du nombre de transporteurs du calcium dans l'intestin (MacDonald et coll., 1951; Shorr et Carter, 1952; Eisenberg et Gordan, 1961; Sips et coll., 1996; Sairanen et coll., 2000; Apostoaei, 2002; Llinas et coll., 2006). Le strontium rivalise avec le calcium pour l'absorption dans le duodénum, bien que le strontium affiche une affinité inférieure pour les transporteurs intestinaux (Kahn et coll., 1969; Schrooten et coll., 1999). Les rats à qui on a administré des concentrations plus basses de calcium (0,1 %) présentaient des taux de rétention osseuse du⁹⁰Sr plus élevés que ceux des rats ayant reçu des concentrations plus fortes de calcium (2 %) (Palmer et Thompson, 1964). Lors d'expériences ex vivo menées sur des tissus duodénaux, le calcium réduisait plus l'absorption du strontium que le strontium ne réduisait l'absorption du calcium (Hendrix et coll., 1963). D'autres facteurs peuvent également influer sur les taux d'absorption du strontium, comme le polymorphisme de la vitamine D, les concentrations de vitamine D et l'apport en magnésium (Hendrix et coll., 1963; Vezzoli et coll., 2002).

L'administration d'une dose orale unique de 500 mg de gluconate de strontium à un patient humain a entraîné une absorption rapide avec un pic de concentration sérique (Cmax) à 4 heures (Skoryna, 1981). L'absorption du strontium est devenue biphasique à la suite de l'administration de 2,5 mmol de strontium (667 mg de SrCl₂) à 6 hommes en bonne santé (Leeuwenkamp et coll., 1990). Le Cmax moyen était de 3,55 µg/mL et la surface sous la courbe était de 9 138 µg mL/min (Leeuwenkamp et coll., 1990). Dans une autre étude portant sur 16 hommes ayant reçu une dose orale de 2,5 à 5,0 mmol de SrCl₂, la concentration plasmatique maximale du strontium a été atteinte après 2,9 h (Sips et coll., 1996). Après une exposition orale unique à 2 g de SrR (contenant 680 mg de strontium), le Cmax était de 6 mg/L et le volume de distribution du strontium était de 64 L (EMA, 2005). Des patients ayant reçu quotidiennement, pendant au moins 3 mois, entre 183 et 274 mg de strontium provenant du gluconate de strontium affichaient une concentration sérique moyenne de 5,13 mg/L (Skoryna, 1981). La concentration plasmatique maximale était atteinte 3 à 6 heures après l'administration d'une dose orale unique de SrR (2 g) (EMA, 2005). Le SrR n'est pas présent dans l'environnement, mais il se dissocie in vivo en deux atomes Sr²⁺ et une fraction organique (acide ranélique) (Meunier et coll., 2004; EMA, 2013; Querido et coll., 2016).

Des rats à capuchon exposés à des concentrations de 0,09 %, de 0,19 % ou de 0,34 % de chlorure de strontium dans l'eau potable affichaient des concentrations sériques moyennes respectives de strontium de 1,92 mg/L, de 3,8 mg/L et de 8,68 mg/L après 3 mois (Skoryna, 1981). L'absorption diminuait après 2 ans. Il a été démontré que des rats en lactation absorbaient le double de la quantité de strontium absorbée par des rats qui n'étaient pas en lactation (Kostial et coll., 1969).

8.2 Distribution

À l'instar du calcium, le strontium parvient à la plupart des organes du corps et peut former des complexes avec le carbonate, le phosphate, le citrate, le lactate et l'hydroxyapatite, ce qui mène à sa distribution rapide et à son accumulation dans les os et les dents; 99 % de sa charge corporelle se situe dans le squelette (Storey, 1968; El et Rousselet, 1981; Humphrey et coll., 2008). Après les os, les tissus dans lesquels figurent les concentrations les plus élevées de strontium sont les tissus rénaux, pulmonaires, surrénaliens, cérébraux, cardiaques, musculaires et hépatiques chez l'animal, et les tissus musculaires, adipeux et cutanés chez l'humain (Schroeder et coll., 1972; Skoryna, 1981). Des rats à capuchon exposés à des taux de 0,09 %, de 0,19 % ou de 0,34 % de chlorure de strontium dans l'eau potable présentaient des rapports respectifs de strontium/calcium dans les os de 1/50, de 1/27 et de 1/12 (Skoryna, 1981). À l'intérieur des cellules, le strontium est principalement lié à des protéines liant le calcium (Ca²⁺ATPases, antiport Na⁺/Ca⁺, etc.) et les concentrations les plus élevées s'observent dans les mitochondries, dans le réticulum sarcoplasmique, dans les lysosomes et dans les microsomes (Skoryna, 1981). Il se distribue dans les os de façon hétérogène et remplace le calcium dans les cristaux d'hydroxyapatite par échange de surface ou substitution ionique (Skoryna, 1981).

Avec le temps, la concentration de strontium dans les os peut varier selon les personnes, selon différents facteurs (exposition, absorption, âge, alimentation, prise de médicaments, sexe, site squelettique, moment de la journée, etc.). On ne sait pas si la concentration de strontium dans les os plafonne avec le temps chez l'humain (Bärenholdt et coll., 2009; Doublier et coll., 2011; Moise et coll., 2012).,Pendant la période très active d'essais nucléaires de 1959-1968 au Royaume-Uni, il a été constaté que le rapport strontium 90/calcium dans les os augmentait plus rapidement chez les bébés de moins d'un an que chez les enfants plus âgés et les adultes (Papworth et Vennart, 1984). Les auteurs ont estimé que 10 % du strontium alimentaire était intégré aux os des nouveau-nés. Cette proportion descendait à 4,5 % à 5 ans, puis montait à 9,5 % à 15 ans avant de tomber à 4,5 %, ce qui correspond à la moyenne chez l'adulte. Chez les adultes, on a constaté que les concentrations de strontium dans les os augmentaient avec l'âge, et qu'elles étaient plus élevées dans le tissu trabéculaire que dans les tissus osseux corticaux et ostéoïdiens (Bärenholdt et coll., 2009; Roschger et coll., 2010; Moise et coll., 2012).

Parmi 32 femmes atteintes d'ostéoporose, les concentrations les plus élevées de strontium dans les os (moyenne de 1,1 %) ont été observées chez celles ayant reçu le supplément de SrR pendant la plus longue période (7-8 ans). La capture osseuse du strontium variait fortement selon les patientes (Bärenholdt et coll., 2009). Dans les fémurs de 14 femmes ménopausées, le strontium avait tendance à se répartir entre les matrices osseuses et les lignes cémentantes, et était associé de façon significative à la concentration de calcium et au degré de minéralisation (Pemmer et coll., 2013). Le volume de distribution du strontium était de 71 L sur une période de 20 jours pour 10 hommes volontaires ayant reçu une injection de 5 mmol de gluconate de strontium par voie intraveineuse (Moroas et coll., 1991).

Le passage transplacentaire est probable, étant donné que la charge fœtale de strontium s'est avérée plus élevée chez des rats ayant reçu une injection de strontium au cours des périodes de gestation à ossification élevée (Rönnbäck 1986). Le strontium est transféré dans le lait maternel, et des ratons F1 présentaient une concentration plasmatique de strontium deux fois plus élevée après l'allaitement comparativement à leurs mères (EMA, 2014). D'ailleurs, de fortes doses orales de SrR données à des rats (750 mg/kg p.c. par jour) se sont traduites par un rapport lait maternel/plasma de 73 et par des concentrations plasmatiques élevées chez les nouveau-nés (Laboratoires Servier, 2016).

8.3 Métabolisme

Le strontium n'est pas métabolisé, mais il interagit avec les protéines et les anions inorganiques, tels que le carbonate et le citrate (EMA, 2005).

8.4 Excrétion

Le strontium est principalement éliminé dans l'urine et les selles chez l'humain et chez l'animal (Harrison et coll., 1965; Skoryna, 1981; Schrooten et coll., 1999; Cohen-Sohal, 2002; EMA, 2005). Une étude menée auprès de 25 nourrissons a constaté que le strontium était surtout éliminé dans les selles et que l'élimination augmentait de façon linéaire avec l'apport en strontium (Kahn et coll., 1969). L'élimination corporelle du strontium est lente, et il a été démontré qu'il subissait une réabsorption dans les tubes rénaux (ATSDR, 2004). Après l'exposition, la phase rapide d'élimination est suivie d'une phase lente reflétant l'élimination lente du squelette (OMS, 2010). Les mécanismes responsables de l'élimination du strontium des os sont l'élimination des réserves osseuses échangeables, le remplacement par le calcium et l'élimination par les ostéoclastes (Cohen-Sohal, 2002).

Pour 6 hommes en bonne santé ayant reçu 667 mg de SrCl₂ 6H₂O par voie orale, les demi-vies d'élimination plasmatique étaient de 5,2 heures pour la première phase et de 47,3 heures pour la deuxième phase, et la clairance était de 100 mL/min/1,74 m² (Leeuwenkamp et coll., 1990). Dans cette étude, il a été démontré que le strontium était excrété dans l'urine de manière plus efficace que le calcium. Chez 10 hommes volontaires ayant reçu une injection de 5 mmol de gluconate de strontium par voie intraveineuse, on a observé une clairance totale de 13,5 L par jour, une clairance rénale de 7,8 L par jour, ainsi qu'une demi-vie de 5,4 jours sur une période de 20 jours (Moroas et coll., 1991). Les concentrations plasmatiques de strontium avoisinaient la limite de détection après 20 jours. Dans une autre étude, la clairance moyenne du strontium était de 4 L par jour (intervalle : 0,7 à 9,2 L) pour des enfants de 4 à 14 ans (n = 12) et de 9,7 L par jour (intervalle : 7,4 à 12,7 L) pour des adultes de 35 à 63 ans ayant reçu une dose de 5 mg de strontium par voie orale (Sutton et coll., 1971). Des humains exposés à du strontium radioactif pendant des décennies en Russie présentaient des demi-vies corporelles (clairance du strontium) de 16 ans pour les femmes et de 28 ans pour les hommes (Tolstykh et coll., 2014). En ce qui concerne la demi-vie plus courte chez les femmes, on a avancé l'hypothèse qu'elle reflétait les plus grands taux de perte osseuse chez les personnes ménopausées. Après une exposition à une dose orale unique de 2 g de SrR (renfermant 680 mg de strontium), les clairances plasmatique et rénale ont été estimées respectivement à 17,3 L et à 10,1 L par jour, et la demi-vie a été estimée à 50 à 60 heures (EMA, 2005; Laboratoires Servier, 2016). Chez des rats Sprague-Dawley ayant reçu une injection de 20 µCi de SrCl₂ par voie intrapéritonéale, la demi-vie du strontium était de 113,7 jours (Cohn et Gusmano, 1967). Chez les rats et les singes, des demi-vies de 78 jours et de 23 jours et des volumes de distribution de 71 L et de 15 L ont été observés après l'administration respective par voie orale de doses de 75-1 150 mg de SrR/kg p.c. et de 9-940 mg de SrR/kg p.c. (EMA, 2005).

8.5 Modèles pharmacocinétiques à base physiologique

La Commission internationale de protection radiologique (CIPR, 1993) a élaboré un modèle compartimental de la cinétique des éléments alcalino-terreux, dont le strontium radioactif, chez l'humain, qui s'applique aux nourrissons, aux enfants, aux adolescents et aux adultes (Shagina et coll., 2015a, b, c). Cependant, ce modèle met l'accent sur la dosimétrie humaine et les coefficients de dose en fonction de l'âge, et ne caractérise pas la variabilité au sein des groupes d'âge. Le modèle a démontré des variations d'un groupe d'âge à un autre; il a estimé que les nourrissons absorbaient 60 % du strontium ingéré et que cette proportion descendait à 30 % à l'âge adulte.

Un modèle pharmacocinétique à base physiologique a été mis au point pour estimer l'exposition osseuse de rats femelles Sprague-Dawley adultes ovariectomisées ayant reçu du SrR (250 mg/kg par jour) pendant 6 mois (Pertinez et coll., 2013). Cependant, la forme de strontium et le modèle animal ostéoporotique ne sont pas représentatifs de l'exposition environnementale au strontium de la population générale.

9.0 Effets sur la santé

9.1 Effets sur la santé humaine

En résumé, il a été démontré que la supplémentation en strontium était bénéfique pour les os; par contre, le rachitisme, l'ostéomalacie et des effets sans gravité (p. ex. des dérangements gastrointestinaux) ont été associés à une exposition environnementale. Des effets secondaires graves, comme des effets cardiovasculaires, ont été associés à une supplémentation clinique de SrR à des participants atteints d'ostéoporose (tous les patients ont également reçu des suppléments de vitamine D et de calcium). L'importance des effets signalés sur la santé humaine est limitée quant à l'évaluation des risques associés au strontium dans l'eau potable. Il est difficile d'utiliser la base de données épidémiologiques en vue du calcul d'un PDD en raison de la qualité médiocre de la base de données sur l'environnement, du manque de cohérence entre les essais cliniques, de la conception des essais mettant l'accent sur les effets bénéfiques pour les os, de la faible amplitude des effets secondaires et de la faible pertinence des essais médicamenteux dans le contexte de l'eau potable (en raison des différences dans les sous-populations étudiées). En outre, l'augmentation du risque d'effets cardiovasculaires n'a été observée que pour des patients atteints d'ostéoporose et ayant des antécédents de maladies cardiovasculaires. De plus, les taux d'effets cardiovasculaires étaient similaires à ceux observés dans la population générale; ils n'ont pas été observés dans des études individuelles ou dans d'autres essais cliniques à grande échelle, et aucun mécanisme d'action n'a été suggéré.

9.1.1 Effets bénéfiques

Le strontium est vraisemblablement un élément trace non essentiel (son rôle dans le renouvellement des cellules osseuses n'est pas entièrement compris). La prise de suppléments de sels de strontium (SrR, citrate de strontium, etc.) s'est avérée bénéfique pour les os de modèles animaux d'ostéoporose à des doses de 600 mg/kg p.c. par jour (Bain et coll., 2009; Zhao et coll., 2015). De nombreux essais cliniques à double insu ont également démontré que la densité osseuse de patients atteints d'ostéoporose s'améliorait après la prise de suppléments quotidiens de 680-1 360 mg de strontium provenant du SrR (Roschger et coll., 2010; Doublier et coll., 2011; Genuis et Bouchard, 2012; Reginster et coll., 2010, 2014, 2015). La concentration de strontium dans l'eau potable a été associée négativement à l'apparition de caries; cependant, la nature de ce lien n'a pas encore été définie (Athanassouli et coll., 1983; Curzon, 1985; Li et coll., 2013; Lippert et Hara, 2013).

9.1.2 Exposition aiguë

Très peu d'études ont fait état de la toxicité aiguë du strontium. Des doses orales uniques pouvant aller jusqu'à 7,5 g de strontium (provenant de 11 g de SrR) ont été bien tolérées et n'ont pas provoqué de symptômes chez de jeunes hommes volontaires en bonne santé (Laboratoires Servier, 2016).

9.1.3 Exposition chronique

9.1.3.1 Toxicité squelettique

Malgré de très nombreuses preuves des effets sur les animaux, peu d'études épidémiologiques ont fait état des effets de l'exposition environnementale du strontium sur les humains. L'ATSDR (2004) a signalé que les effets osseux pouvaient se produire lorsque les enfants étaient exposés à des concentrations élevées (les doses n'ont pas été spécifiées) de strontium et qu'ils présentaient des carences en vitamine D et en calcium.

En Turquie, il a été constaté que les enfants âgés de 6 à 60 mois (n = 2 140) vivant dans une région où le sol renferme une concentration élevée de strontium (> 350 ppm) et où les céréales forment la base principale de l'alimentation présentaient plus fréquemment un ou plusieurs symptômes de rachitisme (c.-à-d. défaut de minéralisation de l'ostéoïde chez l'enfant, caractérisé par des bourrelets des poignets, des malformations osseuses, un craniotabès [ramollissement des os du crâne], un chapelet costal [expansion des extrémités des côtes antérieures aux articulations costo-chondrales], une taille et un poids anormaux) comparativement aux enfants vivant dans des régions à faible concentration de strontium (< 350 ppm) (Ozgür et coll., 1996). Bien que les auteurs ne se soient pas penchés sur la quantité de minéraux ostéoformateurs dans l'alimentation locale, ils ont constaté que les nourrissons allaités bénéficiaient d'un effet protecteur.

L'analyse des os de 100 patients sous dialyse provenant de divers pays a révélé que la concentration de strontium était supérieure chez les patients atteints d'ostéomalacie (trouble de minéralisation des os chez l'adulte équivalant au rachitisme chez l'enfant) comparativement à ceux atteints d'ostéodystrophie rénale (D'Haese et coll., 2000). Néanmoins, les auteurs ont indiqué que le rôle joué par le strontium dans l'ostéomalacie restait à définir, que les patients atteints de dysfonctionnements rénaux ne représentaient pas nécessairement la population canadienne en général, et que les os des patients atteints d'ostéomalacie affichaient également des concentrations élevées d'aluminium.

9.1.3.2 Toxicité cardiovasculaire et réactions d'hypersensibilité

Les preuves relatives aux risques d'effets cardiovasculaires à la suite d'une exposition environnementale au strontium sont limitées, et les résultats n'ont démontré aucun effet indésirable. Une étude menée auprès de personnes de plus de 45 ans résidant au Texas a révélé l'existence d'une corrélation inverse entre la concentration du strontium dans l'eau potable (0,4 à 37,8 mg/L) et dans l'urine, et la mortalité cardiovasculaire (c.-à-d. que le strontium aurait un effet protecteur) (Dawson et coll., 1978). Cependant, l'exposition concomitante au calcium, au magnésium, au lithium et au silicone limite l'interprétation que l'on peut faire de l'association observée. On a démontré une association entre l'utilisation de doses thérapeutiques de strontium (680 mg de strontium par jour, donné sous forme de SrR) pour le traitement de l'ostéoporose et l'apparition d'effets cardiovasculaires nocifs chez des patients de populations particulières, tels que ceux ayant des antécédents de cardiopathie ou de trouble circulatoire; toutefois, aucune donnée n'a permis d'associer des effets cardiovasculaires à une exposition au strontium en deçà des doses thérapeutiques.

De fortes doses orales de strontium (680-1 360 mg par jour provenant du SrR) ont été associées à de graves effets secondaires, comme des effets cardiovasculaires, dans certains essais cliniques portant sur l'ostéoporose. Un risque légèrement plus élevé de thrombo-embolie veineuse (TEV) (risque relatif [RR] = 1,6; intervalle de confiance [IC] à 95 % : 1,0; 2,0) a été observé chez les utilisateurs de SrR lorsqu'on combine deux vastes études européennes à double insu et contrôlées par placebo (une étude de l'intervention thérapeutique à l'égard de l'ostéoporose touchant la colonne vertébrale [SOTI] et une étude du traitement de l'ostéoporose périphérique [TROPOS]). La mise en commun des études s'est traduite par un risque fortement accru (RR = 1,6; IC à 95 % = 1,07; 2,38) d'infarctus du myocarde pour les groupes prenant du SrR comparativement aux groupes prenant le placebo (EMA, 2014; Laboratoires Servier, 2016). Cependant, les taux étaient similaires à ceux observés dans la population générale et n'ont pas été observés par les études individuelles incluses dans le calcul du RR (Cianferotti et coll., 2013; Reginster et coll., 2014; Laboratoires Servier, 2016). De plus, aucun mécanisme d'action à l'origine de ces effets hypothétiques n'a été élucidé, et les patients atteints de TEV présentaient déjà divers facteurs de risque (âge, immobilité, antécédents médicaux, etc.; Reginster et coll., 2013).

Aucune différence n'a été observée dans les biomarqueurs de l'hémostase ni dans les indices de biochimie cardiovasculaire chez des femmes atteintes d'ostéoporose ayant reçu 2 g de SrR par jour (n = 40) pendant 12 mois, comparativement aux valeurs de base ou au groupe placebo (n = 40), et il n'y a eu aucun cas de TEV (Atteritano et coll., 2015). Cette situation a également été observée dans une étude menée par Ulger et coll. (2012), au cours de laquelle les paramètres hémorhéologiques (morphologie des érythrocytes et viscosité sanguine) n'avaient pas changé après 2 mois de traitement (2 g de SrR par jour) administré à 22 femmes atteintes d'ostéoporose. Une étude de cohortes menée dans un contexte de médecine générale en Angleterre a révélé que les patients (n = 10 865, moyenne de 73 ans, 91 % de femmes) prenant 2 g de SrR par jour ne présentaient pas de risque accru de TEV comparativement aux autres groupes de patients (Osborne et coll., 2010).

Un autre effet secondaire, rare mais grave, a été observé lors de la surveillance après la mise en marché du SrR (< 20 cas pour 570 000 patients-années d'exposition) : il s'agit d'un syndrome de réaction d'hypersensibilité grave caractérisé par une éruption cutanée d'origine médicamenteuse et par des symptômes d'éosinophilie et généralisés (DRESS); ce syndrome avait également été auparavant associé à l'administration d'autres médicaments (Meunier et coll., 2009; Cianferotti et coll., 2013). Cependant, une étude de cohortes menée en Angleterre (n = 10 865) n'a révélé aucun cas de DRESS chez des patients prenant 2 g de SrR par jour (Osborne et coll., 2010). L'absence d'un tel effet a été appuyée par une étude rétrospective menée auprès de femmes ménopausées traitées au SrR (n = 12 702) dans 7 pays d'Europe (Audran et coll., 2013). Une publication sur la pharmacovigilance et l'innocuité des médicaments en France a fait état d'effets similaires sur la santé (cardiovasculaires, digestifs, cutanés, etc.) signalés par des utilisateurs de SrR entre 2006 et 2009 (Jonville-Bera et Autret-Leca, 2011). Néanmoins, la causalité n'a pu être déterminée avec ce type de rapport, puisqu'il n'existait aucune comparaison avec les groupes témoins ou aucun taux de référence des effets sur la santé (association seulement, aucune information sur un risque potentiel).

Dans le cadre de trois autres études à double insu et contrôlées par placebo (prévention de la perte osseuse ménopausique précoce par l'administration de SrR [PREVOS], administration de strontium pour le traitement de l'ostéoporose [STRATOS] et essai de l'efficacité du SrR dans le traitement de l'arthrose du genou [SEKOIA]), entre 0,5 et 2 g de SrR par jour ont été administrés à des centaines de patients pendant 2 ans, dans environ 100 centres européens. Aucune différence en termes d'effets nocifs du traitement n'a été observée comparativement aux groupes placebos après 2 ans de traitement, et aucun cas de TEV ou de DRESS n'est survenu (Reginster et Meunier, 2003). Des doses allant jusqu'à 4 g de SrR par jour pendant 25 à 147 jours ont également été bien tolérées par des femmes ménopausées incluses dans les sous-groupes de sécurité de ces essais (Laboratoires Servier, 2016). En 2004, le SrR a été approuvé pour le traitement de l'ostéoporose pour les personnes âgées dans toute l'Union européenne. Cependant, son utilisation a été restreinte par la suite (EMA, 2014), car des études cliniques avec répartition aléatoire et contrôlées contre placebo, menées auprès d'environ 7 500 femmes ménopausées, ont révélé un risque accru d'infarctus du myocarde (1,7 %) comparativement aux témoins (1,1 %) (RR : 1,6; IC à 95 % : 1,07-2,38). L'analyse a également révélé un déséquilibre du nombre de troubles cardiaques graves (angine de poitrine, coronaropathie) chez les hommes atteints d'ostéoporose grave qui ont pris le médicament, comparativement à ceux qui ont pris le placebo (8,7 % comparativement à 4,6 %).

Aucun effet nocif n'a été observé après l'administration de suppléments contenant du strontium provenant du citrate de strontium (de 6 mois à 1 an), du gluconate de strontium (au moins 3 mois) ou du lactate de strontium (de 3 mois jusqu'à 4 ans) à des patients de quatre différentes études (Shorr et Carter, 1952; Skoryna, 1981; Kaats et coll., 2011; Michalek et coll., 2011). Les résultats de deux études danoises rétrospectives (Abrahamsen et coll., 2014; Svanstrom et coll., 2014) et d'une étude cas/témoins nichée de cohorte menée au Royaume-Uni (Cooper et coll., 2014) n'ont pas mis en évidence d'augmentation du risque d'effets cardiovasculaires pour les utilisateurs de SrR. Cependant, une analyse plus récente des données cliniques des essais à grande échelle SOTI (mené auprès de 1 649 femmes ménopausées âgées en moyenne de 70 ans) et TROPOS (mené auprès de 5 091 femmes ménopausées), dans lesquels le SrR a été administré en vue de réduire le risque de fractures vertébrales (SOTI) et non vertébrales (TROPOS), a trouvé que le SrR augmente de 2 % le risque absolu d'infarctus du myocarde et d'insuffisance cardiaque congestive (Bolland et Grey, 2016).

9.1.3.3 Toxicité gastrointestinale et autres effets

Selon quelques auteurs, l'administration de SrR a été bien tolérée dans de nombreux essais cliniques, la plupart des effets nocifs ayant semblé légers et transitoires (Kaufman et coll., 2013; Laboratoires Servier, 2016). Cependant, l'administration de 2 g de SrR par jour, en association avec du calcium et de la vitamine D, à des femmes atteintes d'ostéoporose de plus de 50 ans a été associée à une fréquence accrue de nausées, de diarrhées et de maux de tête en début de traitement lors d'essais à grande échelle (SOTI et TROPOS), mais aucune différence ne s'est maintenue avec le temps (Reginster et Meunier, 2003; Meunier et coll., 2004; Roux, 2007; Compston, 2014; Reginster et coll., 2014). Au cours de ces essais, la concentration de créatine kinase était légèrement élevée, mais demeurait dans les limites normales; un tel effet pourrait s'avérer préoccupant pour les personnes atteints d'un trouble du fonctionnement rénal, car une concentration élevée de créatine kinase peut indiquer une atteinte rénale.

9.1.4 Cancérogénicité

Quelques études épidémiologiques ont observé des associations entre l'exposition au strontium et le cancer, notamment le cancer du sein (Chen et coll., 2012), du côlon (Kikuchi et coll., 1999) et de l'estomac (Nakaji et coll., 2001). Cependant, ces études préliminaires ont été menées rétrospectivement, et on ne sait pas comment les covariables ont été intégrées à l'évaluation (Helicobacter pylori, régimes alimentaires en Asie, etc.). Étant donné la quantité très limitée de données sur les effets cancérogènes chez l'humain, il est impossible de déterminer le potentiel cancérogène du strontium pour les humains.

9.1.5 Toxicité pour le développement et la reproduction

Une étude rétrospective a comparé l'exposition au strontium provenant de l'eau potable, des cultures et du sol dans deux régions de la Chine, l'une présentant une prévalence élevée d'anomalies congénitales, comme un raccourcissement des membres, et l'autre présentant une prévalence faible de telles anomalies (Yu et coll., 2011). Les concentrations de strontium dans l'eau fluviale, l'eau des puits, les terres cultivées et le maïs étaient inversement associées aux taux d'anomalies congénitales (concentration de strontium plus élevée dans la région où la prévalence d'anomalies congénitales était faible). Une étude écologique n'a observé aucune association entre la concentration de strontium dans le sol et les anomalies du tube neural observées au cours des naissances survenues entre 2002 et 2004 dans la région de Luliang en Chine (Huang et coll., 2011). Une étude transversale fondée sur les données de 2011 à 2012 de la National Health and Nutrition Examination Survey des États-Unis (enquête menée auprès de 5 107 individus) a révélé que la probabilité de présenter de faibles niveaux de testostérone augmentait avec la concentration en strontium de l'urine (Xu et coll., 2015). Cependant, les auteurs ont affirmé que la nature transversale de l'étude ne leur permettait pas d'affirmer ou d'infirmer l'influence du strontium sur les taux de testostérone, et que des recherches supplémentaires étaient nécessaires pour évaluer la relation entre une exposition à long terme à des concentrations physiologiques de strontium dans l'urine et un faible taux de testostérone chez l'homme adulte.

9.2 Effets sur les animaux de laboratoire

De fortes doses de composés renfermant du Sr²⁺ dans l'eau potable, les aliments ou des suppléments ont été associées à des troubles osseux (rachitisme et ostéomalacie, minéralisation osseuse anormale et diminuée en plus d'une accumulation ostéoïde) dans des études animales (concentrations ≥ 0,3 -0,4 % dans l'alimentation, ou doses ≥ 525 mg/kg p.c. par jour, avec une dose sans effet nocif observé [NOAEL] de 425 mg/kg p.c. par jour pour la calcification osseuse). Bien que la dose indiquée dans la majorité des études s'est avérée faire référence au strontium ionique, de nombreuses études animales utilisant des sels de strontium ne précisent pas clairement si la dose indiquée fait référence au strontium ou à un complexe du strontium. La dose a donc été exprimée en utilisant les mêmes mots que les auteurs de ces études. Lorsque cela était possible, on a communiqué avec les auteurs d'études faisant état de données clés afin de confirmer que les doses avaient été correctement interprétées.

9.2.1 Toxicité aiguë

Les valeurs de la dose létale moyenne (DL₅₀) par voie orale pour les souris sont de 1 800 mg de Sr(NO₃)₂/kg p.c. et de 2 700-2 900 mg de SrCl₂/kg p.c. (ATSDR, 2004), tandis que lesvaleurs de la DL₅₀ pour les rats sont > 2 000 mg de SrCO₃ et de Sr(NO₃)₂/kg p.c. Des doses uniques de SrR allant jusqu'à 2 500 mg/kg p.c. administrées par voie orale à des rongeurs, à des chiens et à des singes n'ont montré aucune toxicité, à l'exception de vomissements chez des singes (EMA, 2005).

9.2.2 Exposition de courte durée et subchronique

9.2.2.1 Effets bénéfiques

Des animaux (des rats adultes, des souris de 21 jours et de 6 semaines, ainsi que des chèvres de 6 à 8 ans ovariectomisées) ayant reçu de faibles concentrations quotidiennes de strontium (0,27-0,3 % de strontium, donné sous forme de chlorure de Sr ou de phosphate de Sr, ou 68-612 mg de Sr/kg p.c., donné sous forme de SrR) dans des aliments ou de l'eau potable ont vu leurs paramètres squelettiques s'améliorer; par exemple, la densité minérale osseuse et les taux de formation osseuse trabéculaire du fémur et des vertèbres ont augmenté après 8 à 104 semaines (Marie et Hott, 1986; Grynpas et coll., 1996; Delannoy et coll., 2002; Li et coll., 2012). Plus particulièrement, des rats de 28 jours ayant reçu 168 mg de Sr/kg p.c. par jour (en plus de 77 mg de calcium/kg p.c. par jour, ce qui est considéré comme un apport faible en calcium) ont affiché, après 8 semaines, une augmentation de 17 % du volume osseux minéralisé ainsi que des surfaces ostéoïdes et ostéoblastiques, comparativement aux témoins qui ne recevaient aucun supplément de strontium (Grynpas et coll., 1996). Le taux d'apposition minérale, l'épaisseur ostéoïde et le délai de minéralisation étaient similaires d'un groupe à l'autre, ce qui appuie une absence d'effets nocifs pour les os.

9.2.2.2 Toxicité squelettique

Il a été démontré que de fortes doses de strontium entraînaient des anomalies du cartilage de conjugaison (surtout en raison de l'élargissement excessif de la zone hypertrophique) et empêchaient la calcification, ce qui entraînait une surproduction de tissu osseux ostéoïde non minéralisé. Des anomalies osseuses ont été observées à répétition chez de jeunes animaux de laboratoire (différentes souches de rats et de souris) des deux sexes ayant reçu différentes formes de strontium (dans l'eau potable, les aliments ou des suppléments) à des concentrations ≥ 0,3 % (équivalant à une concentration ≥ 525 mg/kg p.c. par jour). Par exemple, on a observé des cas de rachitisme, de diminution du poids corporel, d'inhibition de la minéralisation et de la croissance osseuse, de dos rond et de perturbation de l'activité de la phosphatase alcaline des os après avoir administré à de jeunes rats des deux sexes ≤ 1 % de strontium dans l'alimentation (renfermant entre 0,4 et 1,6 % de Ca²⁺) pour des périodes courtes à intermédiaires (de 3 semaines à 9 mois) (Storey, 1961; Johnson et coll., 1968; Kshirsagar, 1976; Marie et coll., 1985; Morohashi et coll., 1994).

Exposition à l'eau potable

De jeunes rats mâles SD sevrés (n = 8 rats par groupe) ont ingéré 0 %, 0,19 %, 0,27 %, 0,34 % ou 0,4 % de strontium (ce qui correspond à une concentration de strontium de 316 ± 97,4, de 425 ± 149, de 525 ± 194 ou de 634 ± 264 mg/kg p.c. par jour, respectivement, telle que calculée par les auteurs) sous forme de SrCl₂ dans de l'eau potable, ainsi qu'une alimentation semi-synthétique contenant 0,5 % de calcium ^{Note de bas de page [1]}, 0,5 % de phosphore, 0,16 % de magnésium et 2 000 UI/kg de vitamine D pendant 9 semaines (Marie et coll., 1985). Une histomorphométrie des septième et huitième vertèbres caudales a été effectuée au moyen d'un oculaire intégrateur de Zeiss de 100 points et d'un analyseur d'images semi-automatique. On a mesuré la teneur en minéraux après avoir séché et dissous le fémur et le tibia droits dans de l'acide chlorhydrique. Le taux de calcification endostéale (en µm par jour) a été mesuré comme étant la distance entre les deux marquages à la tétracycline divisée par le temps écoulé entre les marquages. Un accroissement du tissu ostéoïde (volume, surface et épaisseur) a été observé à toutes les doses de strontium. Le strontium à des concentrations de 0,19 %, 0,27 % et 0,34 % a fait augmenter la densité et le volume de l'os trabéculaire, et une augmentation considérable de la taille des ostéoïdes (volume et surface) a été observée dans tous les groupes exposés au strontium. Le rapport ostéoblaste/ostéoïde n'a été réduit qu'à la concentration de 0,4 % de strontium.

Le volume osseux calcifié a été augmenté aux concentrations de 0,19 % et de 0,34 % de strontium; cependant, on a observé une diminution du taux de calcification et du poids des os réduits en cendres, ainsi qu'un accroissement de l'épaisseur ostéoïde aux concentrations de 0,34 % et 0,4 % de strontium. Aucune différence en matière de consommation d'aliments ou d'eau, de taux de croissance, des concentrations sériques de vitamine D, de concentration osseuse de calcium ou de phosphate, ou encore de croissance des tibias n'a été observée entre les groupes prenant du strontium et les témoins. Étant donné que l'accroissement de la formation ostéoïde n'a pas été accompagné d'une diminution de la calcification ou des taux de résorption à des doses de 0,19 % et de 0,27 % de strontium, les auteurs ont conclu que cela était associé à une augmentation des centres actifs de formation osseuse et que des doses de strontium inférieures à 0,34 % n'étaient pas associées à une inhibition des taux de minéralisation osseuse. Parmi les anomalies osseuses observées à une concentration de strontium de 0,4 % (ou 634 mg/kg p.c. par jour), mentionnons une diminution de la minéralisation, une diminution de la surface ostéoïde doublement marquée et une prolongation du délai de minéralisation. La diminution significative du taux de minéralisation osseuse combinée à l'augmentation de la formation ostéoïde observées aux doses de 0,34 % et de 0,4 % de strontium est considérée comme une anomalie osseuse. Le taux de croissance et la consommation d'eau et d'aliments n'étaient pas différents d'un groupe de dose à l'autre à 9 semaines. La vitamine D présente dans le sérum n'était pas différente dans le groupe ayant reçu du strontium comparativement au groupe témoin, tandis que le calcium sérique a diminué temporairement à 4 semaines dans le groupe ayant reçu du strontium comparativement au groupe témoin. La concentration urinaire de phosphate à 4 semaines était considérablement plus basse dans le groupe recevant une dose de 0,27 % de strontium que dans le groupe témoin, et la concentration urinaire de magnésium à 9 semaines était considérablement plus basse dans les deux groupes recevant les doses les plus élevées de strontium que dans le groupe témoin. Le point de santé le plus sensible et le plus complet est la diminution de la minéralisation osseuse à une concentration de strontium de 0,34 % (525 mg/kg p.c. par jour), et cette dose peut également être désignée comme la dose minimale avec effet nocif observé (LOAEL), la NOAEL correspondant à 0,27 % de strontium (425 mg/kg p.c. par jour).

Exposition alimentaire

Les études comportant un seul groupe de dose à des concentrations légèrement supérieures (variant entre 1,5 et 1,6 %; doses en mg/kg non indiquées) de différentes formes de strontium dans l'alimentation (contenant de 0,04 à 1,2 % de Ca²⁺), administrées pour de courtes périodes (3 à 4 semaines), ont entraîné des symptômes osseux similaires ou plus graves chez de jeunes rats mâles sevrés âgés de moins de 4 semaines. Les symptômes étaient notamment des troubles de la calcification et de la résorption osseuses, une prolongation du délai de minéralisation, une diminution du taux d'apposition minérale, des malformations rachitiques accompagnées d'une baisse de la densité et de la croissance des tibias, une diminution du poids corporel, le remplacement de l'os trabéculaire par du tissu ostéoïde (os non minéralisé) avec élargissement des cartilages de conjugaison de la métaphyse et de l'épiphyse, ainsi que des perturbations dans les agencements de cellules osseuses avec de volumineuses lacunes extracellulaires (Storey, 1968; Matsumoto, 1976; Reinholt et coll., 1984; Svensson et coll., 1985, 1987; Neufeld et Boskey, 1994). Aucune de ces études n'a indiqué de doses en mg/kg ou la quantité de l'apport alimentaire, et la plupart n'ont utilisé qu'une seule concentration de strontium. Les études les plus pertinentes et exhaustives sont décrites ci-dessous.

Dans une étude de Storey (1961), des rats femelles juvéniles et adultes (n = 3 à 5 rats par groupe, souche non spécifiée) ont ingéré 1,6 % de calcium et de strontium (provenant du SrCO₃) par voie alimentaire pendant 20 jours à des concentrations de 0 %, 0,19 %, 0,38 %, 0,75 %, 1 % (seulement pour les jeunes rats), 1,5 % et 3 %; les auteurs n'ont pas précisé les doses en mg/kg ni la quantité de l'apport alimentaire; cependant, l'ATSDR (2004) a estimé les doses de 140 à 4 975 mg/kg p.c. par jour. Pour les jeunes rats, des expositions à ≥ 0,38 % de strontium se sont traduites par des irrégularités des plaques cartilagineuses, l'existence de zones non calcifiées dans les travées métaphysaires et la diaphyse, une inhibition de la calcification et une diminution de la teneur en minéraux des os, des modifications de la configuration des colonnes matricielles intercellulaires et des anomalies dans l'organisation de la plaque cartilagineuse. Les effets étaient plus prononcés lorsque les doses de strontium étaient plus élevées; on a constaté un élargissement de la plaque épiphysaire et des irrégularités de la zone hypertrophique à une dose de 0,75 %; une croissance diminuée, une croissance anormale du cartilage, une mauvaise calcification et une teneur en cendres réduite dans les os à une dose de 1,5 %; et, enfin, des prolongements de cartilage non calcifié au sein de régions de tissu ostéoïde et une zone hypertrophique encore plus irrégulière à une dose de 3 %. Des changements similaires ont été observés chez les rats adultes, mais dans une moindre mesure. Aucun effet nocif n'a été observé à une dose de 0,19 % de strontium.

Dans une autre étude, Storey (1962) a exposé des rats adultes et juvéniles des deux sexes (n = 50 au total) à une concentration de 1,8 % de strontium (provenant du SrCO₃, accompagné de 1,5 % de calcium) dans leur alimentation pendant une période allant jusqu'à 9 mois, et des nécropsies en série ont été effectuées tout au long de l'étude (les doses en mg/kg et la quantité de l'apport alimentaire n'ont pas été indiquées). Les jeunes rats présentaient une démarche rachitique, des irrégularités dans la plaque cartilagineuse épiphysaire, dans la calcification et dans les matrices osseuses extracellulaires, ainsi qu'un poids corporel réduit au cours du mois suivant le début de l'administration des doses. Des anomalies structurelles osseuses, des perturbations des agencements de cellules, ainsi que des perturbations des plaques épiphysaires du tibia et du fémur (avec des fragments isolés de cartilage remplaçant en partie des tissus ostéoïdes) ont été observées dans les mois suivants, jusqu'à 7 mois. La plupart de ces changements ont également été observés chez les rats adultes à partir de 3 mois, mais ils étaient moins graves.

De jeunes rats Wistar femelles (n = 6 à 8 rats par groupe) ont reçu par voie alimentaire des concentrations de strontium de 0,05 %, 0,1 % ou 0,5 %(respectivement 87,5, 175 ou 875 µmol par jour) provenant du SrCO₃ pendant 27 jours durant les 36 à 63 jours de l'étude (Morohashi et coll., 1994). Aucun effet sur la santé n'a été observé aux doses de 0,05 % et de 0,1 %, et aucune dose n'a influé sur le poids corporel ou la longueur du fémur (critères d'évaluation). Une diminution de la résorption et des taux de formation des os ainsi qu'un accroissement de l'os trabéculaire ont été observés dans le fémur à une concentration de strontium de 0,5 %.

De jeunes rats SD mâles sevrés (n = 5 rats par groupe) ont reçu 0 %, 0,19 % ou 0,4 % de SrCl₂ dans l'eau potable, ainsi qu'une alimentation semi-synthétique contenant 0,5 % de calcium pendant 4 et 8 semaines (Grynpas et Marie, 1990). On a observé un accroissement du tissu osseux trabéculaire (volume ostéoïde) après 8 semaines d'administration de la dose de 0,19 %. Un accroissement de l'épaisseur ostéoïde et une prolongation du temps de minéralisation ont été observés après 8 semaines d'administration de la dose de 0,4 %. Une tendance à la baisse de la densité et de la minéralisation a été observée lors de l'augmentation des doses, qui s'accompagnait d'une diminution de la longueur des cristaux et d'un remplacement du calcium par le strontium dans les minéraux contenus dans les os.

Des rats Wistar mâles sevrés (n = 5 à 6 par groupe) ont reçu du Sr₃(PO₄)₂ par voie alimentaire à des concentrations de 0,5 %, 1 % ou 2 % de strontium (les doses en mg/kg n'ont pas été indiquées) pendant 2, 4 ou 6 semaines (Kshirsagar, 1976). Un retard de croissance et une augmentation de l'activité de la phosphatase alcaline osseuse ont été observés à la dose de 2 %. Aucune déformation osseuse n'a été observée à une concentration de strontium de 0,5 % ou de 1 %, mais d'importantes modifications des activités enzymatiques (phosphatase alcaline des os, ainsi que phosphatase acide du foie, des intestins et des reins) ont été constatées à la dose de 1 %.

Un rapport de l'EMA (2005) effectue la synthèse des effets toxicologiques observés dans des études utilisant une supplémentation de SrR, mais la source des données n'y est pas précisée. Une ostéomalacie, une minéralisation osseuse anormale et une accumulation ostéoïde ont été induites chez des rates ovariectomisées à qui on a administré par voie alimentaire 425 mg de Sr/kg p.c. par jour provenant du SrR, pendant 41 semaines. De plus, une ostéomalacie et des déformations des os longs ont été observées chez des souris ayant été exposées à 5 000 mg de SrR/kg p.c. par jour pendant 52 semaines ou à 600 mg de SrR/kg p.c. par jour pendant 104 semaines (aucune anomalie osseuse n'a été observée à la suite d'une administration de 2 500 mg/kg p.c. par jour pendant 52 semaines). Enfin, des guenons ovariectomisées affichaient un retard de minéralisation après avoir reçu deux doses de 625 mg de SrR/kg p.c. par jour pendant 52 semaines (aucune anomalie osseuse n'a été observée à la suite d'une administration de 750 mg/kg p.c. par jour pendant 26 semaines ou de deux doses de 250 mg/kg p.c. par jour pendant 52 semaines).

9.2.3 Génotoxicité

La plupart des études ont mis l'accent sur la génotoxicité du strontium radioactif, et les données probantes sur le strontium stable ont généralement démontré une absence de génotoxicité de l'élément. Par exemple, il a été démontré que le SrCl₂ n'était pas génotoxique (aucune inhibition de la croissance des cellules déficientes en système de recombinaison comparativement à celles d'une souche sauvage) lors d'un essai de recombinaison utilisant deux souches de la bactérie B. subtilis H17 et M45 (Kanematsu et coll., 1980). La concentration de SrCl₂ qui inhibait de 50 % l'efficacité de clonage des cellules ovariennes de hamsters chinois était élevée comparativement à celle d'autres composés (87 000 µM, comparativement à 240 µM pour le chlorure de manganèse et à 1,3 µM pour le chlorure de cadmium, par exemple) (Tan et coll., 1984). Le strontium (sous forme de Sr²⁺) n'a pas altéré la fidélité de la réplication de l'ADN des ADN polymérases purifiées à partir de matrices polynucléotidiques synthétiques (Loeb et coll., 1977). Au cours d'essais menés in vitro sur des cellules bactériennes (Salmonella typhimurium et Escherichia coli) et de mammifères (fibroblastes de hamsters chinois et lymphocytes humains) et in vivo chez les rats, aucune mutagénicité, génotoxicité ou toxicité chromosomique du SrR n'a été mise en évidence (EMA, 2005; Laboratoires Servier, 2016). Le SrCl₂ dans l'eau potable (240-2 600 mg/kg p.c.) a entraîné des anomalies chromosomiques (lacunes, bris, non-disjonction et polyploïdie) in vivo dans les cellules de la moelle osseuse de jeunes souris albinos suisses (âgées de 6 à 8 semaines) (n = 5 par ensemble); cependant, certaines de ces concentrations dépassaient la valeur énoncée dans la ligne directrice n^o 475 de l'Organisation de coopération et de développement économiques, et l'isotope de strontium n'a pas été mentionné (Ghosh et coll., 1990; OCDE, 1997).

9.2.4 Cancérogénicité

Peu d'enquêtes ont été menées au sujet des effets cancérogènes du strontium. Bien que les formes radioactives du strontium (comme le strontium-90) soient génotoxiques et provoquent un cancer chez les animaux, les formes stables de strontium n'ont pas entraîné d'augmentation du développement de tumeurs chez les animaux. Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC), l'U.S. EPA et le National Toxicology Program (NTP) n'ont pas évalué la cancérogénicité des formes de strontium.

L'EMA (2005) a fait état d'un plus grand nombre de tumeurs des cellules thyroïdiennes C chez 344 rats Fischer mâles ayant reçu par voie orale des doses de SrR de 200, de 600 ou de 1 800 mg/kg p.c. par jour (le nombre d'animaux par groupe n'était pas précisé). Les augmentations n'étaient pas reliées aux doses (seules la plus faible et la plus élevée des doses étaient significatives); les augmentations restaient dans la gamme des données historiques, et celles observées chez les femelles n'étaient pas significatives. Cependant, les auteurs ont indiqué que les tumeurs des cellules thyroïdiennes C pourraient être plausibles; ils ont émis l'hypothèse d'un mécanisme mettant en cause une hypercalcémie à long terme, une sécrétion accrue de calcitonine et une hypertrophie des cellules C.

L'EMA (2005) a également fait état d'un plus grand nombre de lymphomes lymphocytaires, d'adénomes hépatocellulaires et d'adénomes ovariens, ainsi que d'une combinaison d'adénomes et de carcinomes bronchioloalvéolaires chez des souris B6C3F1 ayant reçu par voie orale dans l'alimentation des doses de SrR de 150, 225, 300, 450, 625 ou 900 mg/kg p.c. par jour pendant 104 semaines; cependant, aucun de ces cancers n'a été considéré comme étant relié au traitement (aucun détail sur l'étude n'a été fourni).

En conclusion, étant donné la quantité très limitée de données sur les effets cancérogènes, il est impossible de déterminer le potentiel cancérogène du strontium pour les animaux.

9.2.5 Toxicité pour la reproduction et le développement

Il n'existe aucune étude standard sur la reproduction ou le développement utilisant des voies d'exposition pertinentes sur le plan environnemental, et la taille des échantillons de l'étude sur l'exposition sous-cutanée était très petite. Il semblerait que le strontium ait un effet nocif sur l'organogénèse osseuse, qui se poursuit après la naissance, pour les rongeurs sevrés et juvéniles, tel qu'il est décrit ci-dessus. L'OMS (2010) a présenté les résultats d'une étude de l'Institut national de la recherche environnementale (NIER, Corée du Sud, 2006) qui ne montrait aucun effet sur le développement fœtal de rats (16 rats de chaque sexe par groupe de dose) dont la mère recevait par gavage du sulfate de strontium (jusqu'à 2 g de sulfate de Sr/kg p.c. par jour) à partir de 2 semaines avant l'accouplement, jusqu'au 4^e jour de lactation. Dans une autre étude de Shibata et Yamashita (2001), telle que mentionnée par l'OMS (2010), une inhibition de la calcification de l'os et du cartilage mandibulaires a été observée chez les souris nouveau-nées de mères (n = 4) ayant reçu 2 % de carbonate de strontium (il n'est pas clair à quoi cette dose fait référence) tout au long de la gestation; cependant, aucun effet sur le nombre de fœtus ni sur leur viabilité n'a été observé. Skoryna (1981) a évoqué une étude qui ne démontrait aucun effet toxique chez des rats ayant reçu du strontium sur trois générations (aucun détail sur l'étude n'a été fourni). De fortes doses de SrR (1 000 mg/kg p.c. par jour) administrées à des rats mâles et femelles n'ont pas eu d'effet sur la fertilité (aucun détail n'a été fourni, Laboratoires Servier, 2016). Cependant, il a été constaté que le SrR retardait l'apparition des incisives chez les petits des rats lorsque de fortes doses orales étaient données (750 mg de SrR/kg p.c. par jour). Les retards de minéralisation osseuse observés chez des rats Wistar mâles atteints d'insuffisance rénale chronique ayant reçu du strontium (2 g de Sr/L dans l'eau potable pendant 2 à 12 semaines) se sont avérés réversibles après l'arrêt de cette administration (Oste et coll., 2005). Aucun effet sur le poids corporel, la taille des portées, les anomalies ou la teratogénicité n'a été observé chez la progéniture de rats Wistar femelles (n = 3 rats par groupe) ayant reçudes doses sous-cutanées de 25, 50, 100 ou 200 mg/kg p.c. de Sr(NO₃)₂ entre les jours 9 et 19 de la gestation (Lansdown et coll., 1972).

9.2.6 Autres effets

Les autres effets observés chez les animaux étaient des difficultés respiratoires, une paralysie des pattes arrière ainsi que la mort pour des rats exposés à une concentration de 0,49 % de strontium (forme non spécifiée) du 21^e au 64^e jour suivant leur naissance (Johnson et coll., 1968). Cependant, il est difficile de tirer des conclusions basées sur cette étude, car les auteurs ont indiqué que certains effets étaient réversibles, aucun examen histologique n'a été effectué sur les cadavres d'animaux, la forme de strontium était inconnue, aucune donnée ou statistique sur les effets sur la santé n'a été présentée, et les régimes alimentaires étaient carencés en calcium.

Une modification de l'activité des phosphatases alcaline et acide a été observée dans le foie et l'intestin grêle de jeunes rats à la suite de l'administration par voie alimentaire de 1 % et de 2 % de phosphate de strontium pendant 2 à 6 semaines (Kshirsagar, 1976). Les auteurs ont mentionné que l'importance biologique de ces effets était incertaine.

Des rats Wistar adultes exempts d'organismes pathogènes spécifiques (n = 6 par groupe de dose) ayant reçu 3 000 ppm de SrCl₂·6H₂O par voie alimentaire (il n'est pas clair à quoi cette dose faisait référence) et 0,85 % de calcium ont affiché une faible augmentation du nombre d'érythrocytes et de globules blancs après 2 semaines, des changements histologiques mineurs de la thyroïde, ainsi qu'une baisse du poids de l'hypophyse et des concentrations de glycogène hépatique après 90 jours chez les femelles (Kroes et coll., 1977). Cependant, il n'y a eu aucune relation dose-réponse.

9.3 Mode d'action

9.3.1 Effets toxiques

Bien que les mécanismes de toxicité demeurent incertains, les effets nocifs induits par le strontium sur la formation osseuse sont liés à la similitude de ce dernier avec le calcium en termes de propriétés chimiques, les deux éléments partageant des voies métaboliques et interagissant avec des composants cellulaires et moléculaires semblables de l'organisme (Skoryna, 1981; Fischer et coll., 2011). Les effets sur les os sont accentués lorsque le régime alimentaire est faible en calcium; cependant, des anomalies osseuses ont également été observées à des concentrations normales de calcium (jusqu'à 1,6 %). Étant donné que le strontium influe sur la croissance osseuse et que les nourrissons en reçoivent un apport plus élevé par kilogramme de poids corporel que les membres des autres groupes d'âge, ils sont particulièrement sensibles aux effets du strontium sur les os; chez l'animal, il a été démontré que les effets sur les os sont plus évidents chez le jeune rat que chez l'adulte, ce qui appuie le choix de la sous-population sensible (Storey, 1961, 1962; Svensson et coll., 1985, 1987; Neufeld et Boskey, 1994).

Le principal mécanisme de la toxicité du strontium est la compétition directe avec le calcium pour la liaison des cristaux d'hydroxyapatite qui se forment par interférence physiochimique (Neufeld et Boskey, 1994; Boivin et coll., 1996; Cabrera et coll., 1999; Verberckmoes et coll., 2003; Fischer et coll., 2011; Hendrych et coll., 2016). Il a été démontré que le strontium abaissait les taux sériques de calcium et qu'il se concentrait au plan de la calcification ostéoïde (Schrooten et coll., 1998; Shibata et Yamashita, 2001). La liaison du strontium, un atome plus gros que le calcium, et la teneur en carbonate supérieure du minéral peuvent augmenter et modifier la structure des réseaux d'apatite, réduire la formation et la croissance des cristaux, et accroître la solubilité de l'hydroxyapatite - et possiblement réduire la stabilité de la matrice osseuse durant les processus de résorption des os et accroître la dissolution (Skoryna, 1981; Christoffersen et coll., 1997; Cabrera et coll., 1999; Verberckmoes et coll., 2004; Oste et coll., 2005). Par exemple, des études morphologiques ont révélé que les molécules d'hydroxyapatite présentant des concentrations élevées de strontium affichaient une taille de cristaux et une cristallinité réduites, ainsi qu'une agrégation accrue in vitro (Querido et coll., 2016). L'agrégation pourrait mener à des interactions accrues avec les composants organiques et cellulaires des matrices. En outre, des changements dans la structure des réseaux ont été observés; ils influaient sur les distances et les angles de liaison. Cette voie potentielle de toxicité mettant en cause une compétition avec le calcium est appuyée par le retour rapide à la normale de la minéralisation chez les rats après l'arrêt du traitement.

Un autre mécanisme de la toxicité du strontium est l'interaction avec les différentes protéines liant le calcium, les messagers des cellules secondaires, et les récepteurs des protéines G sensibles au calcium exprimés dans les os et d'autres cellules (la glande parathyroïde et les reins, par exemple, bien que des effets dans ces organes n'aient pas été signalés) (Chang et coll., 1999; Pi et Quarles, 2004; Caudarella et coll., 2011). Ces interactions peuvent altérer la morphologie, l'agencement et la maturation des cellules osseuses (p. ex. les ostéoblastes), tel qu'il a été observé in vitro et in vivo chez des rats ayant un régime riche en strontium (Matsumoto, 1976; Verberckmoes et coll., 2003; Oste et coll., 2005; Fischer et coll., 2011), ainsi que se répercuter sur les fonctions des cellules osseuses comme la synthèse du collagène et la libération de cristaux par les vésicules matricielles (Anderson, 1995; Kirsch et coll., 2003; Oste et coll., 2005). De plus, le strontium pourrait remplacer le calcium au sein du site actif de la phosphatase alcaline non spécifique du tissu enzymatique humain (une phosphatase alcaline intervenant dans le contrôle de la formation de l'hydroxyapatite et de la minéralisation osseuse) et modifier sa configuration, tel qu'il est illustré dans une étude sur la structure des cristaux (Llinas et coll., 2006).

En outre, le strontium peut abaisser les concentrations sériques de calcium et de parathormones par le biais d'une contre-réaction négative à la suite de l'activation du récepteur de calcium de la glande parathyroïde, tel qu'il a été constaté chez des rats ayant un régime riche en strontium (Kshirsagar, 1976; El et Rousselet, 1981; Morohashi et coll., 1994; Schrooten et coll., 1998; Oste et coll., 2005; Fischer et coll., 2011). La diminution des concentrations de calcium est liée à l'inhibition de la minéralisation et à un accroissement de la résorption osseuse pour augmenter les concentrations sériques. L'histopathologie de la thyroïde observée à la dose élevée lors de l'étude menée par Kroes et coll. (1977) pourrait être attribuable à la stimulation par le strontium du CaSR dans les cellules C de la thyroïde, bien que cette hypothèse n'ait pas été mise à l'épreuve.

Les parathormones jouent un rôle clé dans le remodelage osseux en stimulant à la fois la formation et la résorption osseuses par le biais de la maturation des ostéoblastes et des ostéoclastes. Il a été démontré que le strontium réduisait l'absorption du calcium en inhibant indirectement l'expression de l'ARN codant pour la calbindine D et l'activation rénale de la vitamine D, effets qui sont possiblement liés à l'altération de l'activité des parathormones (El et Rousselet, 1981; Vezzoli et coll., 1998).

Parmi les autres mécanismes de toxicité, mentionnons le retard de l'apoptose des chondrocytes, ce qui mène à une surproduction d'ostéoïdes (Fisher et coll., 2011), le sous-développement des bordures plissées des ostéoclastes, la non-calcification des fibrilles de collagène des fœtus de souris gravides recevant 2 % de carbonate de strontium dans de l'eau (Shibata et Yamashita, 2001), l'augmentation du nombre de protéines non collagéniques (ce qui peut altérer la minéralisation osseuse) et l'altération du métabolisme des phospholipides acides complexés menant à leur accumulation chez de jeunes rats ayant un régime riche en strontium (Neufeld et Boskey, 1994). Finalement, les rats traités au strontium présentaient une quantité moindre de parathormones sériques, ce qui pouvait potentiellement réduire le remodelage osseux et diminuer la réabsorption rénale du calcium (Oste et coll., 2005).

9.3.2 Effets bénéfiques

Il a été suggéré que différentes formes de strontium inhibaient la résorption osseuse tout en stimulant la formation osseuse à de faibles doses chez l'animal (Ferraro et coll., 1983; Marie et Hott, 1986; Marie et coll., 1993; Grynpas et coll., 1996) et l'humain (EMA, 2005), et que les effets étaient susceptibles de varier selon l'âge de l'individu. On a constaté que le strontium stimulait la prolifération et la différenciation des ostéoblastes in vitro par le biais de l'activation du récepteur sensible au calcium et pour signaler la transcription de gènes associés à la croissance à de faibles doses (Cabrera et coll., 1999; Brennan et coll., 2009; Rybchyn et coll., 2011; Querido et coll., 2016). En outre, on a observé après l'administration de SrR des améliorations dans les déterminants de la résistance osseuse chez les rats ainsi que dans la microarchitecture et la densité minérale des os de patients atteints d'ostéoporose (Hamdy, 2009). Il a aussi été démontré que le SrR augmentait et réduisait l'expression de régulateurs positifs et négatifs de la synthèse des os par les cellules osseuses, respectivement (Hamdy, 2009; Hurtel et coll., 2009). Enfin, le strontium est incorporé à l'apatite osseuse par un échange ionique réversible et une substitution ionique du calcium, ce qui accroît la densité osseuse (Querido et coll., 2016).

10.0 Classification et évaluation

Peu d'enquêtes ont été faites au sujet des effets cancérogènes du strontium. En termes de classification du cancer, l'Integrated Risk Information System de l'U.S. EPA a indiqué qu'il n'y avait pas suffisamment d'information pour évaluer le potentiel cancérogène du strontium en raison du manque d'études chroniques valables (U.S. EPA, 2014). La cancérogénicité du strontium n'a pas été évaluée par le CIRC ou le NTP.

10.1 Évaluation des risques d'effets autres que le cancer

Il a été démontré que le strontium était à la fois bénéfique et toxique pour le squelette humain et animal. Le mode d'action des effets du strontium sur les os vient appuyer le choix de ce critère d'évaluation clé comme fondement de définition de la valeur basée sur la santé (VBS) du strontium dans l'eau potable. Seules quelques études épidémiologiques ont décrit les effets nocifs du strontium élémentaire sur les os : une étude d'Özgür et coll. (1996) indique un lien potentiel entre une exposition élevée au strontium et le rachitisme chez les enfants turcs; cependant, les données sont insuffisantes pour définir les doses associées à cet effet. Au cours d'études animales, des anomalies osseuses (rachitisme, avec minéralisation osseuse réduite et accumulation ostéoïde) ont été observées à la suite d'une exposition à de fortes doses de strontium (concentrations ≥ 0,3-0,4 % dans l'alimentation ou doses de ≥ 525 mg/kg p.c. par jour), alors que l'exposition à de faibles doses réduisait la résorption osseuse, améliorait la formation osseuse et n'avait aucun effet sur la minéralisation des os. Étant donné que les taux les plus élevés de remodelage osseux surviennent durant la première année de vie (une bonne partie du squelette étant remplacée au cours de cette période), l'apport calcique est particulièrement élevé chez le nourrisson, de même que l'absorption du strontium et son intégration dans les os, ce qui appuie la définition de ce groupe d'âge comme le plus sensible aux effets du strontium sur les os (ICRP, 1993; ATSDR, 2004; Hood, 2006; Wheeless, 2011).

L'étude choisie pour déterminer la VBS du strontium dans l'eau potable est celle de Marie et coll. (1985). Cette étude convenait au calcul de la VBS, car le strontium était administré dans de l'eau potable (absorption supérieure du strontium comparativement aux aliments), de multiples doses ont été testées, les paramètres osseux touchés ont été quantifiés, et l'étude a été menée chez des rats sevrés, qui présentent des taux plus élevés d'absorption du strontium et de remodelage osseux que les rats adultes. Les auteurs ont fourni les renseignements posologiques en mg/kg p.c. par jour, et les effets sur les os ont été détaillés en fonction des différents biomarqueurs et des mesures osseuses directes. Ils ont fait état des valeurs de la croissance des tissus osseux et de la minéralisation du tissu nouvellement formé. Les effets sur la santé les plus sensibles et les plus complets sont la diminution du taux de calcification osseuse et une augmentation de la surface ostéoïde aux deux doses les plus élevées (0,34 et 0,4 % de chlorure de Sr); si l'on se fie à la quantité de calcium et de strontium dans les aliments et l'eau potable consommés, les animaux des groupes ayant reçu ces doses ont été exposés à un rapport calcium/strontium d'environ 3:1. Un délai de minéralisation prolongé a aussi été observé à la dose de 0,4 % de chlorure de sodium. Comme il en a été question à la section 9.2, le choix des effets osseux comme effet critique est appuyé par d'autres études animales (Storey, 1961; Johnson et coll., 1968; Kshirsagar, 1976; Morohashi et coll., 1994). Des anomalies osseuses similaires ont également été observées dans une étude portant sur des rats adultes (Storey, 1961); cependant, l'étude est limitée quant à l'évaluation des risques, en raison de la faible taille du groupe d'échantillons, de la courte durée d'exposition, du manque d'information sur l'âge/la souche des animaux et de la détermination expérimentale des doses, ainsi que du fait qu'une forme de strontium à faible solubilité (le carbonate de strontium) a été administrée par voie alimentaire, ce qui pourrait expliquer que les effets constatés ont été retardés et moins prononcés.

La quantité de calcium dans l'alimentation était adéquate (0,5 %), mais inférieure à celle d'autres études sur les effets du strontium sur les os. Selon les études pertinentes, un apport calcique normal chez le rat serait de 1,19 à 3,5 % (Conseil national de recherches du Canada, 1995; Bollen et Bai, 2005; Fuchs et coll., 2008); par conséquent, l'apport calcique de cette étude (0,5 %) devrait produire une VBS conservatrice, étant donné que les animaux présentant une carence en calcium ont affiché une sensibilité accrue aux effets du strontium sur les os. Le rapport calcium/strontium dans l'eau peut varier, selon le type de roches présentes dans l'eau (voir la section 4.0); les situations au cours desquelles les humains sont exposés à une concentration de strontium plus élevée que la concentration de calcium peuvent être une source de préoccupation. Il a été démontré que d'autres facteurs modifiaient le taux d'absorption du strontium (voir la section 8.1). La sensibilité peut être augmentée dans les cas de carence en vitamine D, qui réduit l'absorption du calcium par les intestins (Holick, 2010). Des concentrations suffisantes de calcium et de vitamine D dans le corps peuvent diminuer la quantité de strontium incorporée aux os, ce qui diminue la probabilité d'effets nocifs sur les os des enfants dont les concentrations de calcium et de vitamine D sont adéquates. Ainsi, la coexistence de fortes concentrations de calcium, ou même de doses alimentaires normales, comme le rapportent Harrison et coll. (1966) et Kostial et coll. (1972), pourrait protéger des effets nocifs du strontium sur les os; cependant, il est impossible d'ajuster avec certitude la VBS du strontium en fonction de l'apport en calcium ou de la concentration dans l'eau. Les carences en calcium sont rares chez les jeunes enfants canadiens (< 2,6 % de 1 à 3 ans); par contre, il a été signalé qu'une proportion élevée d'adolescents canadiens présentait une déficience en calcium (> 60 % de 9 à 18 ans) (Statistique Canada, 2004).

La modélisation de la dose de référence (BMD) a été effectuée à l'aide de la version 2.6.0.1 du logiciel de BMD de l'U.S. EPA afin d'estimer la limite de confiance inférieure de 95 % en fonction d'une diminution d'un écart-type de la BMD (BMDL) pour les anomalies de minéralisation osseuse (réponse continue) (U.S. EPA, 2015). Les modèles de Hill, exponentiel, linéaire, polynomial et de puissance s'ajustent tous bien aux données, produisant (visuellement) une BMD de 328 mg/kg par jour (moyenne des modèles); néanmoins, l'approche de la BMD n'a pas été retenue pour plusieurs raisons. Si on examine les différents effets, les données de l'étude sont plus solides seulement en ce qui concerne les effets survenant à 525 mg/kg p.c. par jour ou plus; en fait, les auteurs ont affirmé qu'ils avaient documenté la déficience de minéralisation osseuse, que le strontium nuisait clairement à la minéralisation à la dose la plus élevée (634 mg/kg par jour) et qu'aucun effet n'avait été observé à une dose de 425 mg/kg par jour. Ensuite, la BDML se rapproche davantage de la plus faible dose à l'étude, ce qui ne correspond pas aux observations rapportées par Marie et coll. (1985). Enfin, les modèles de BMD présentaient un écart faible (valeur p de 0,02 pour l'adéquation de l'écart), qui pourrait être attribuable à l'IC à 95 % relativement large du groupe de 425 mg/kg p.c. par jour comparativement à celui des autres, ce qui réduit la confiance envers les résultats de la BMDL.

Pour les raisons tout juste évoquées, l'approche de la NOAEL est choisie pour le calcul du PDD en fonction de l'effet sur la santé le plus sensible et le plus complet, soit la diminution de la minéralisation osseuse chez les jeunes rats (Marie et coll., 1985).

12.0 Références

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Annexe A : Liste des acronymes

ADN

acide désoxyribonucléique

ANSI

American National Standards Institute

AQT

apport quotidien tolérable

BMD

dose de référence

BMDL

limite inférieure de l'intervalle de confiance de la dose de référence

Ca

calcium

CIRC

Centre international de recherche sur le cancer

CCN

Conseil canadien des normes

CMA

concentration maximale acceptable

ECAT

Étude canadienne sur l'alimentation totale

EI

échange d'ions

IC

intervalle de confiance

ICP-AES

spectrométrie d'émission atomique à plasma induit

ICP-MS

spectrométrie de masse avec plasma induit

LD

limite de détection

LDM

limite de détection de la méthode

LOAEL

dose minimale avec effet nocif observé

MIREC

maternal-infant research on environmental chemical (étude)

NHANES

national health and nutrition examination survey (États-Unis)

NOAEL

dose sans effet nocif observé

NSF

NSF International

NTP

National Toxicology Program (États-Unis)

OI

osmose inverse

OMS

Organisation mondiale de la Santé

p.c.

poids corporel

PdE

point d'entrée

PdU

point d'utilisation

REC

résines échangeuses de cations

RI

ratio d'incidence

RNSPA

réseau national de surveillance de la pollution de l'air

RR

risque relatif

SM

méthode normalisée

Sr

strontium

SrR

ranélate de strontium

UCMR 3

Unregulated Contaminant Monitoring Rule 3

U.S. EPA

United States Environmental Protection Agency

UTN

unité de turbidité néphélémétrique

VBS

valeur basée sur la santé

VL

volumes de lit