Évaluation préalable - Groupe de substances des phtalates

Titre officiel : Évaluation préalable - Groupe de substances des phtalates

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Décembre 2020

No de cat. : En14-393/2019F-PDF
ISBN 978-0-660-32980-2

Résumé

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 (LCPE), la ministre de l’Environnement et la ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de 14 esters de phtalate (ci-après nommés « phtalates »), connus collectivement sous le nom de « groupe de substances des phtalates ». Les substances de ce groupe ont été jugées prioritaires aux fins d’une évaluation, car elles répondent aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE ou ont été jugées prioritaires en raison d’autres préoccupations pour la santé humaine. La présente évaluation préalable fait suite à la publication, en août 2015, de quatre rapports sur l’état des connaissances scientifiques (ECS) et d’un document décrivant l’approche proposée pour l’évaluation des risques cumulatifs (ERC) présentés par certains phtalates. Le rapport présente des renseignements pertinents pour formuler une conclusion au sujet des substances de ce groupe, en vertu de l’article 64 de la LCPE.

Le tableau ci-dessous présente le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (CASNote de bas de page 1 ), les noms figurant dans la Liste intérieure (LI) et les abréviations utilisées pour désigner les phtalates dans l’évaluation préalable du groupe de substances des phtalates.

Tableau 1. Substances faisant partie du groupe de substances des phtalates
No CAS Nom figurant sur la LI Abréviation Sous-groupe
131-11-3a Phtalate de diméthyle DMP À chaîne courte
84-69-5a Phtalate de diisobutyle DIBP À chaîne moyenne
5334-09-8 Phtalate de cyclohexyle et d’isobutyle CHIBP À chaîne moyenne
84-64-0 Phtalate de butyle et de cyclohexyle BCHP À chaîne moyenne
84-61-7 Phtalate de dicyclohexyle DCHP À chaîne moyenne
523-31-9 Phtalate de dibenzyle DBzP À chaîne moyenne
68515-40-2 Benzene-1,2-dicarboxylate de benzyle et d’alkyle en C7-9 ramifié ou linéaire B79P À chaîne moyenne
27987-25-3 Phtalate de bis(méthylcyclohexyle) DMCHP À chaîne moyenne
71888-89-6a Phtalates de dialkyles ramifiés en C6-8, riches en C7 DIHepP À chaîne moyenne
27215-22-1 Phtalate de benzyle et d’isooctyle BIOP À chaîne moyenne
16883-83-3 Phtalate de benzyle et de 3-isobutyryloxy-1-isopropyl-2,2-diméthylpropyle B84P À chaîne moyenne
68515-48-0a / 28553-12-0 Phtalates de dialkyles ramifiés en C8-10, riches en C9; phtalate de diisononyle DINP À chaîne moyenne / longueb
26761-40-0 / 68515-49-1a Phtalate de diisodécyle; phtalates de dialkyles ramifiés en C9-11, riches en C10 DIDP À chaîne longue
3648-20-2 Phtalate de diundécyle DUP À chaîne longue

a Cette substance n’a pas été identifiée en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE, mais a été incluse dans la présente évaluation, car elle a été jugée prioritaire en raison d’autres préoccupations pour la santé humaine.
b Aux fins de l’examen des effets sur la santé, le DINP a été inclus dans le sous-groupe des phtalates à chaîne moyenne, et aux fins de l’examen des risques pour l’environnement, il a été inclus dans le sous-groupe des phtalates à chaîne longue (voir Environnement Canada et Santé Canada 2015c pour plus de détails).

Dans le cadre de l’évaluation du groupe de substances des phtalates, ceux-ci ont été divisés en sous-groupes à chaîne courte, à chaîne moyenne et à chaîne longue, selon la longueur du squelette carboné des groupes latéraux ester. Le regroupement de ces sous-groupes s’appuie principalement sur une perspective basée sur le danger pour la santé, à partir de la relation entre la structure et l’activité (relation structure-activité : RSA) et des études sur certains événements dans le mode d’action de l’insuffisance androgénique induite par les phtalates au cours du développement des organes reproducteurs mâles du rat. Du point de vue environnemental, l’établissement des sous-groupes reposait surtout sur les différences dans le coefficient de partage octanol-eau (log Koe) et l’hydrosolubilité, ainsi que sur leurs effets sur la bioaccumulation et l’écotoxicité. Dans chaque sous-groupe, on présume que les phtalates ont des propriétés chimiques semblables, tandis que les propriétés toxicologiques sont en grande partie similaires, mais non de façon exclusive. Le tableau ci-dessus précise également le sous-groupe auquel on a assigné chaque phtalate du groupe.

Lors de l’évaluation préalable, on a examiné quatorze phtalates supplémentaires figurant sur la LI, car ils peuvent contribuer au risque cumulatif d’une exposition combinée aux phtalates. Le tableau ci-dessous présente des renseignements au sujet de ces phtalates supplémentaires, étudiés dans la présente évaluation. Treize de ces 14 phtalates supplémentaires n’ont pas été évalués individuellement et, par conséquent, aucune conclusion au sens de l’article 64 de la LCPE ne peut être formulée pour ceux-ci. La substance restante, le DEHP, avait déjà été évaluée en 1994 en vertu de la Liste des substances d’intérêt prioritaire (LSIP). Cette évaluation avait conclu que le DEHP est dangereux pour la santé humaine et répond aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE. Cependant, à cette époque, on ne disposait pas d’assez de renseignements pour établir une conclusion au sujet de ses effets sur l’environnement. Les renseignements disponibles depuis permettent de formuler une conclusion au sujet de son potentiel de nocivité pour l’environnement.

Tableau 2. Phtalates supplémentaires considérés dans l’évaluation des risques cumulatifs
No CAS Nom dans la LI Abréviation Sous-groupe
84-66-2 Phtalate de diéthyle DEP À chaîne courte
131-16-8 Phtalate de dipropyle DPrP À chaîne moyenne
84-74-2 Phtalate de dibutyle DBP À chaîne moyenne
85-68-7 Phtalate de benzyle et de butyle BBP À chaîne moyenne
84-75-3 Phtalate de dihexyle DnHP À chaîne moyenne
111381-89-6 Phtalates d’heptyle/nonyle, ramifiés et linéaires 79P À chaîne moyenne
27554-26-3 Phtalate de diisooctyle DIOP À chaîne moyenne
117-81-7 Phtalate de bis(2-éthylhexyle) DEHP À chaîne moyenne
68648-93-1 Acides phtaliques, diesters mixtes de décyle, d’hexyle et d’octyle 610P À chaîne longue
117-84-0 Phtalate de dioctyle DnOP À chaîne longue
68515-43-5 Phtalates de dialkyles en C9-11, ramifiés et linéaires D911P À chaîne longue
111381-91-0 Phtalates de nonyle/undécyle, ramifiés et linéaires D911P-2 À chaîne longue
85507-79-5 Phtalate de diundécycle, ramifié et linéaire DIUP À chaîne longue
68515-47-9 Phtalates de dialkyles ramifiés en C11-14, riches en C13 DTDP À chaîne longue

Les résultats d’une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE en 2012 ont établi que six des vingt-huit phtalates pris en dans la présente évaluation (DINP, DIDP, DUP, DEHP, D911P et DIUP) ont été fabriqués ou importés au Canada en quantités supérieures à 10 millions de kg par année, tandis que sept autres (BCHP, CHIBP, DBzP, DMCHP, BIOP, DnHP et DPrP) l’ont été en quantités inférieures au seuil de déclaration de 100 kg/an. Pour ce qui est des quinze autres phtalates, les quantités fabriquées ou importées se situaient entre 10 000 et 1 000 000 kg/an. Les phtalates sont utilisés dans divers produits commerciaux, industriels et de consommation au Canada, y compris les plastiques, les peintures et les revêtements, les adhésifs et les agents pour les produits d’étanchéité, les pièces automobiles, les produits électroniques et les produits de soins personnels.

On s’attend à ce que l’eau soit le principal milieu récepteur des phtalates, bien qu’ils puissent également être rejetés dans l’air. Lorsqu’ils sont déversés dans l’environnement, les phtalates à chaîne courte devraient se diffuser dans l’eau, l’air et le sol, tandis que les phtalates à chaîne longue se répartiront surtout dans le sol et les sédiments, avec des proportions moindres dans la colonne d’eau. Les substances du sous-groupe à chaîne moyenne présentent une plage de propriétés physico-chimiques. Par conséquent, leur répartition prévue entre les différents milieux variera d’une substance à l’autre.

Les phtalates sont biodégradables et ne devraient pas persister dans l’environnement, bien que les vitesses de dégradation varient selon la taille des molécules de phtalate et leurs propriétés physico-chimiques, la concentration du substrat et les conditions environnementales. La dégradation est plus lente dans les conditions de faibles concentrations d’oxygène, comme celles existant dans les sédiments et les sols, ce qui peut accroître la période d’exposition des organismes habitant ces milieux. En outre, les renseignements sur les profils d’utilisation et de rejet des phtalates au Canada laissent entendre que l’exposition aux phtalates, dans l’environnement canadien, pourrait être continue. En raison de leur biodégradation rapide, l’exposition aux phtalates devrait être plus grande pour les organismes qui vivent près des sites de rejet.

Dans l’environnement, les phtalates sont biodisponibles, mais ne présentent pas un grand potentiel de bioaccumulation et de bioamplification, en raison de leur vitesse de biotransformation élevée dans le biote. La plupart des phtalates à chaîne longue présentent un faible potentiel de danger pour les espèces aquatiques et terrestres, tandis que les phtalates à chaîne courte et moyenne présentent un potentiel de danger modéré à élevé. Alors que la narcose est un important mode d’action toxique des phtalates, particulièrement dans le cas de l’exposition à court terme, il existe des données probantes indiquant que certains phtalates pourraient également susciter des effets néfastes à plus long terme par d’autres modes spécifiques d’action. En particulier, certains phtalates peuvent perturber le fonctionnement normal du système endocrinien des organismes. Même si des données probantes in vivo ont été obtenues pour seulement un faible nombre de phtalates à chaîne moyenne, ces données indiquent des effets sur le système endocrinien des organismes aquatiques et permettent de croire que de nombreux phtalates à chaîne moyenne et certains phtalates à chaîne courte et à chaîne longue possèdent des propriétés qui leur permettraient d’avoir un effet néfaste sur l’activité endocrinienne dans certaines conditions.

Selon les résultats d’une analyse des quotients de risque, dans laquelle on avait comparé l’exposition potentielle estimée de phtalates individuels (concentration prévue dans l’environnement – CPE) avec leur potentiel d’effets néfastes (concentration estimée sans effet – CESE), tous les 14 des phtalates du groupe de substances des phtalates présentent un faible risque d’avoir des effets néfastes sur les espèces aquatiques, compte tenu des niveaux d’exposition actuels dans l’environnement canadien. À son niveau d’exposition actuel, un phtalate supplémentaire, le DEHP, a le potentiel de provoquer des effets néfastes sur les populations d’organismes aquatiques au Canada.

De plus, les analyses de résidus tissulaires ont été effectuées pour les phtalates dont la principale voie d’exposition est par le régime alimentaire. Les résultats indiquent que les concentrations tissulaires maximales, basées sur les limites de solubilité, seront inférieures aux concentrations associées à des effets de létalité aiguë ou chronique indésirables dus à la narcose. Une analyse des risques cumulatifs fondée sur la somme des unités toxiques internes (UTI) a permis de déterminer que la valeur totale la plus élevée des UTI était de 0,2. Cette valeur a été jugée prudente, parce qu’elle supposait des concentrations maximales dans les tissus internes et les niveaux d’exposition prévus les plus élevés pour chacun des 28 phtalates examinés dans l’évaluation. Les résultats indiquent qu’il n’y a aucune préoccupation environnementale en raison des effets cumulatifs fondés sur la létalité et le mode d’action des narcotiques.

Pour la population générale au Canada, les estimations de l’exposition provenant des données de biosurveillance, lorsqu’elles étaient disponibles, ont été comparées aux estimations de l’exposition par les milieux environnementaux et les aliments. On s’attend à ce que la principale source d’exposition au DMP pour la population générale soit le lait maternel et la nourriture, en plus de l’air intérieur et de la poussière qui agissent comme facteurs contributifs. L’exposition aux produits d’hygiène, par voie cutanée et par inhalation (aérosols), a également été évaluée pour les adultes et les nourrissons. Les principales sources d’exposition aux phtalates à chaîne moyenne sont l’air intérieur, la poussière, la nourriture et le lait maternel. Comme certains renseignements obtenus indiquent qu’une proportion de ces substances se trouvant dans des biens manufacturés pourrait entrer en contact avec la peau, des scénarios d’exposition ont été établis pour décrire l’exposition cutanée chez l’adulte et l’enfant. Enfin, le DIBP et le DINP peuvent aussi être présents dans les jouets et les articles pour enfants; par conséquent, l’exposition par voie orale due à la mise à la bouche de ces produits a aussi été évaluée. La principale source d’exposition au DIDP et au DUP pour la population générale devrait être la poussière domestique (ingestion orale) ainsi que, pour le DIDP, les aliments et les boissons (ingestion orale). Des scénarios d’exposition ont été établis pour caractériser l’exposition des adultes et des enfants par voie cutanée à ces deux phtalates à chaîne longue.

En ce qui concerne la santé humaine, les données d’études réalisées avec des animaux montrent que les phtalates à chaîne moyenne ont des effets sur le développement, la reproduction et des effets systémiques se rapportant au foie et aux reins. Parmi ceux-ci, l’effet critique sélectionné à des fins de caractérisation des risques du phtalate en cause est celui sur le développement des mâles. En effet, les données disponibles indiquent surtout l’existence d’effets sur le développement du système reproducteur, notamment des indications de féminisation chez les mâles, des malformations du système reproducteur et des effets sur la fertilité qui sont associés à un mode d’action relativement bien étudié et appelé « syndrome des phtalates chez le rat » (SPR). Lors d’études menées sur des animaux, ce syndrome a été associé aux plus faibles niveaux d’exposition étudiés à ce jour pour les substances de ce sous-groupe. La base de données sur les effets des phtalates à chaîne courte et à chaîne longue sur la santé ne montre aucune indication d’effets néfastes sur le développement du système reproducteur chez les mâles. Les niveaux critiques sélectionnés pour la caractérisation des risques liés au DMP étaient principalement des changements légers dans le poids du cerveau suivant une exposition chronique par voie cutanée. La base de données des effets des phtalates à chaîne longue sur la santé indique que l’effet sur le foie est l’effet critique pour la caractérisation des risques.

En comparant les seuils d’effets critiques appropriés à l’exposition estimée aux 10 phtalates à chaîne moyenne du groupe de substances des phtalates à partir de différentes sources (environnement, aliments, contact avec des articles en plastique [PVC, polyuréthane, polyester, etc.], jouets et produits de soins personnels) et aux niveaux de biosurveillance disponibles pour tous les groupes d’âge, des marges d’exposition (ME) jugées adéquates pour dissiper les incertitudes relevées dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé ont été obtenues. Qui plus est, ces marges sont jugées suffisantes pour offrir une protection contre les effets éventuels sur la reproduction, non seulement chez les mâles exposés à un âge plus avancé, mais également chez les femelles. De plus, ces marges protègent contre les effets sur d’autres systèmes d’organes. La comparaison entre l’exposition estimée au DMP causée par l’environnement, les aliments et les produits de soins personnels ainsi que les niveaux de biosurveillance pour tous les groupes d’âge avec les seuils d’effets critiques appropriés indique des marges d’exposition jugées adéquates pour lever les incertitudes constatées dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. En comparant les niveaux d’effet critique à l’exposition estimée au DIDP et au DUP provenant de diverses sources, telles que les milieux naturels, les aliments et le contact avec des articles en plastique, et aux niveaux de biosurveillance disponibles, nous avons obtenu des marges jugées adéquates pour lever les incertitudes constatées dans les bases de données sur les niveaux d’exposition et leurs effets sur la santé. Ces marges assurent également la protection contre les effets toxiques potentiels limités du DIDP et du DUP sur le développement et la reproduction non seulement chez les mâles, mais aussi chez les femelles et contre d’autres effets systémiques.

Les résultats de l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE auprès de l’industrie révèlent que le CHIBP, le BCHP et le BIOP ne sont actuellement pas utilisés en quantités supérieures au seuil de déclaration de 100 kg. Par conséquent, la probabilité d’exposition de la population générale canadienne est considérée comme faible et donc le risque potentiel pour la santé humaine est jugé faible pour ces trois substances.

À la lumière des renseignements disponibles, il s’avère que les substances du sous-groupe des phtalates à chaîne moyenne ont un mode d’action commun, en ce qu’elles provoquent des effets caractéristiques du SPR sur le système reproducteur mâle. Bien que les marges d’exposition (ME) qui sont associées aux dix premiers phtalates à chaîne moyenne visés par la présente évaluation soient actuellement jugées adéquates pour l’exposition à une substance isolée, elles ne tiennent pas compte des risques potentiels découlant de l’exposition simultanée à ces phtalates et à d’autres phtalates similaires. Comme nous le mentionnons plus haut, cinq autres phtalates (BBP, DBP, DEHP, DnHP et DIOP) ont été considérés dans l’évaluation des risques cumulatifs pour la santé humaine, afin de tenir compte des renseignements indiquant que leur mode d’action était probablement similaire à celui des phtalates du sous-groupe à chaîne moyenne, ainsi que des données indiquant que la population générale du Canada pourrait y être exposée.

Une ERC, basée sur une approche prudente utilisant un indice de danger (ID) de faible niveau, a été réalisée. Elle indique qu’aux niveaux actuels d’expositions, le risque cumulatif potentiel des phtalates à chaîne moyenne pour la population générale du Canada n’est pas préoccupant, notamment chez les sous-populations les plus sensibles (femmes enceintes, femmes en âge de procréer, nourrissons et enfants). Chez les trois sous-populations pour lesquelles les niveaux d’exposition estimés sont les plus élevés, toutes les valeurs de l’indice de danger sont inférieures à 1. Ainsi, il n’est pas nécessaire d’effectuer une évaluation approfondie à un niveau supérieur pour le moment.

Conclusion générale

Compte tenu de toutes les sources de données disponibles présentées dans la présente évaluation préalable, 14 phtalates du groupe de substances des phtalates (DMP, DIBP, CHIBP, BCHP, DCHP, DBzP, B79P, DMCHP, DIHepP, BIOP, B84P, DINP, DIDP et DUP) présentent un faible risque d’effet néfaste sur l’environnement. Cependant, il existe un risque d’effet néfaste sur l’environnement, en raison d’un phtalate supplémentaire, le DEHP. Ce dernier avait déjà été évalué par Environnement Canada et Santé Canada en 1994 dans le cadre du Programme d’évaluation des substances d’intérêt prioritaire. L’évaluation résultante avait conclu que le DEHP était dangereux pour la santé humaine au Canada. Toutefois, à cause de renseignements insuffisants, on n’avait pu conclure à cette époque que la substance pouvait avoir un effet néfaste sur l’environnement.

Il est conclu que les 14 substances du groupe de substances des phtalates ne répondent pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l’environnement ou sur la diversité biologique, et ne mettent pas en danger l’environnement essentiel pour la vie. Il est conclu que le DEHP répond aux critères de l’alinéa 64a) de la LCPE, car il pénètre ou peut pénétrer dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Cependant, il est conclu que le DEHP ne répond pas aux critères de l’alinéa 64b) de la LCPE, car il ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il est conclu que les 14 phtalates du groupe de substances des phtalates ne répondent pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine. Aussi, la conclusion précédente que le DEHP répond aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE, qui était pris en vertu de la Liste des substances d’intérêt prioritaire (LSIP) en 1994, demeure valide.

Par conséquent, il est conclu que le DEHP répond à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Il a été établi que le DEHP ne répondait pas aux critères de persistance ou de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, pris en vertu de la LCPE.

1. Introduction

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 (LCPE), la ministre de l’Environnement et du Changement climatique et la ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de 14 esters de phtalate (ci-après « phtalates »), désignés collectivement comme le « groupe de substances des phtalates », pour déterminer si ces substances présentent ou peuvent présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine.

Ces substances sont visées par l’Initiative de regroupement des substances, un élément clé du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada. Les substances de ce groupe ont été jugées prioritaires aux fins d’évaluation, car elles répondent aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE ou ont été jugées prioritaires en raison d’autres préoccupations pour la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada 2007).

Certaines substances appartenant à ce groupe ont été jugées préoccupantes par d’autres gouvernements et administrations en raison de leurs effets potentiels sur la reproduction et le développement chez les humains. Certains phtalates peuvent avoir des effets préoccupants communs sur la santé ou l’environnement, de sorte qu’afin de déterminer le potentiel de risque cumulatif découlant de l’exposition combinée à ces substances, nous avons ajouté 14 phtalates supplémentaires. Ces phtalates supplémentaires ne répondaient pas aux critères de catégorisation et n’ont donc pas été considérés comme substances prioritaires aux fins de l’évaluation. Toutefois, des renseignements indiquant que leur mode d’action est probablement similaire à celui des phtalates du groupement, et des données indiquant qu’ils pourraient présenter un risque d’exposition pour la population générale au Canada et pour l’environnement canadien ont motivé l’inclusion de ces substances aux fins de l’évaluation des risques cumulatifs. Quatre des phtalates supplémentaires (DBP, BBP, DEHP et DnOP) avaient déjà été évalués sur une base individuelle dans le cadre de la première ou de la deuxième Liste des substances d’intérêt prioritaire (LSIP1 et LSIP2) [Environnement Canada et Santé Canada 1993, 1994a, 1994b, 2000]. Il fut déterminé que le DBP et le BBP ne présentaient pas un risque pour l’environnement ou la santé humaine. On avait constaté que le DnOP ne présentait pas un risque pour l’environnement. Or, au moment de l’évaluation, les renseignements alors disponibles n’ont pas permis de formuler une conclusion relative aux effets sur la santé humaine. Un rapport subséquent, publié par Santé Canada en 2003, a conclu que le DnOP ne présentait pas un risque pour la santé humaine. Quant au DEHP, il fut déterminé qu’il présentait un risque pour la santé humaine au Canada. Or, on ne disposait pas alors des renseignements suffisants pour trancher sur les risques potentiels pour l’environnement.

La présente évaluation préalable repose sur les renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, les dangers, les utilisations et l’exposition, dont les informations additionnelles fournies par les parties intéressées. Le volet environnement de l’évaluation préalable repose sur des données pertinentes colligées jusqu’en août 2018 et le volet santé sur des données colligées jusqu’en janvier 2018. Les données empiriques obtenues d’études clés et certains résultats de modèles ont permis de formuler les conclusions. Quand ils étaient disponibles et pertinents, nous avons tenu compte de renseignements présentés dans des évaluations faites par d’autres autorités responsables.

La présente évaluation préalable suit la publication, en août 2015, de quatre rapports sur l’état des connaissances scientifiques, ou « rapports ECS » (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d) sur les 14 substances du groupe de substances des phtalates, et la publication de l’Approche proposée pour l’évaluation des risques cumulatifs suscités par certains phtalates dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques (Environnement Canada et Santé Canada 2015e). On a publié ces documents avant l’évaluation préalable afin de permettre aux parties intéressées de transmettre leurs commentaires et leurs suggestions concernant l’approche de l’ERC proposée. Les commentaires reçus au cours de la période publique de commentaires de 60 jours ont été pris en compte lors de la rédaction de l’évaluation préalable. Cette dernière résume les renseignements présentés dans les quatre rapports ECS et intègre de nouveaux renseignements pertinents. En outre, l’évaluation présente la caractérisation des risques posés par les phtalates faisant partie du groupe, y compris l’analyse des risques cumulatifs potentiels (pour l’environnement et la santé humaine), et formule des conclusions au sens de l’article 64 de la LCPE.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme d’évaluation des risques de la LCPE d’Environnement et Changement climatique Canada et elle intègre les résultats d’autres programmes de ces ministères. Les volets environnement et santé humaine de la présente évaluation préalable ont fait l’objet d’une consultation ou d’un examen à l’externe. Des commentaires concernant les aspects techniques pertinents pour l’environnement ont été reçus de Thomas Backhaus (Faust & Backhaus Environmental Co., Germany), Sonja Bissegger (Collège militaire royal du Canada), Valérie Langlois (Collège militaire royal du Canada), Lynn McCarty (L.S. McCarty Scientific Research & Consulting, Canada), Patricia Schmieder (USEPA). Des commentaires visant les aspects techniques pertinents pour la santé humaine ont été reçus de Linda Teuschler (consultante privée – anciennement de l’USEPA), Donna Vorhees (The Science Collaborative), Bernard Gadagbui (Toxicology Excellence for Risk Assessment) et Raymond York (RG York & Associates). En outre, l’ébauche de la présente évaluation préalable a fait l’objet d’une période de commentaires publics de 60 jours. Si, d’une part, les commentaires externes ont été pris en considération, d’autre part, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de la présente évaluation préalable.

La présente évaluation préalable porte sur les informations essentielles pour déterminer si les substances répondent aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Pour ce faire, les ministères examinent les renseignements scientifiques et utilisent une approche basée sur le poids de la preuve et la prudenceNote de bas de page 2. De plus, l’évaluation préalable contient les considérations et renseignements critiques sur lesquels s’appuient les conclusions. On pourra trouver des renseignements supplémentaires dans les rapports ECS et le document ERC mentionnés plus haut.

2. Identité des substances

Les esters de phtalate (désignés aussi par l’appellation de « phtalates ») examinés dans la présente évaluation préalable figurent au tableau 2-1. Sur le plan structural, ces phtalates sont constitués d’un cycle benzénique avec deux groupes latéraux ester en position ortho.

Le groupe de substances des phtalates se divise en trois sous-groupes : (1) à chaîne courte, (2) à chaîne moyenne et (3) à chaîne longue, selon la longueur du squelette carboné (c.-à-d. la plus longue chaîne rectiligne de carbone) de leurs groupes latéraux ester. Les phtalates à chaîne courte ont un squelette carboné comportant un ou deux atomes de carbone, ceux à chaîne moyenne ont un squelette comportant de trois à sept atomes de carbones, et ceux à chaîne longue ont un squelette de huit atomes de carbone ou plus. La nature des groupes latéraux ester, qui peut être linéaire, ramifiée ou cyclique, détermine à la fois l’identité du phtalate et ses propriétés physiques et toxicologiques.

Du point de vue des dangers pour la santé, la répartition en sous-groupes se fondait d’abord sur une analyse des relations entre la structure et l’activité (RSA). Cette analyse repose sur des études relatives à des événements importants dans le mode d’action des phtalates provoquant l’insuffisance androgénique pendant le développement de l’appareil reproducteur du rat mâle. Les effets des esters phtaliques sur ces événements importants semblent dépendre de la structure et être fortement associés à la longueur et à la nature de leur chaîne alkyle. Du point de vue environnemental, l’établissement des sous-groupes était principalement fondé sur les différences dans le coefficient de partage octanol-eau (log Koe) et l’hydrosolubilité, ainsi que sur leurs répercussions sur la bioaccumulation et l’écotoxicité. Aux fins de l’examen des effets sur la santé, le DINP a été inclus dans le sous-groupe des phtalates à chaîne moyenne, et aux fins de l’examen des effets sur l’environnement, on a estimé qu’il était plus étroitement associé au sous-groupe des phtalates à chaîne longue.

La structure chimique, la masse moléculaire, la solubilité dans l’eau et le coefficient de partage octanol-eau (log Koe) pour les phtalates du groupe de substances des phtalates figurent à l’annexe A. Des renseignements additionnels figurent également dans les documents d’Environnement Canada et Santé Canada (2015a-e) et Environnement et Changement climatique Canada (ECCC 2018). De nouveaux renseignements sur la composition du phtalate UVCB dit « benzene-1,2-dicarboxylate de benzyle et d’alkyle en C7-9 ramifié ou linéaireé », B79P, no CAS 68515-40-2) ont été reçus pendant la période de commentaires publics de 60 jours portant sur l’ébauche de la présente évaluation préalable, ce qui a mené à un examen de tous les aspects relatifs aux propriétés physiques et chimiques, au devenir, à la toxicité et aux effets environnementaux de cette substance. Les changements découlant de cet examen sont mis en évidence dans les sections pertinentes de l’évaluation préalable.

Dans certains cas, la méthode de la lecture croisée qui combine les données des analogues et les résultats des modèles de relations quantitatives structure-activité (RQSA) a été employée pour éclairer les évaluations des effets sur l’environnement et la santé humaine. Veuillez consulter les documents d’Environnement Canada et Santé Canada (2015a-d) pour trouver les résultats des modèles et la description des méthodes utilisées pour la sélection des analogues.

Tableau 2-1. Substances étudiées par l’évaluation préalable du groupe de substances des phtalates
Sous-groupe GROUPE de substances des phtalates Abréviation (no CAS) Phtalates supplémentaires Abréviation (no CAS)
À chaîne courte DMP (131‑11‑3) DEP (84‑66‑2)
À chaîne moyenne DIBP (84‑69‑5), CHIBP (5334‑09‑8), BCHP (84‑64‑0), DCHP (84‑61‑7), DBzP (523‑31‑9), B79P (68515‑40‑2), DMCHP (27987‑25‑3), DIHepP (71888‑89‑6), BIOP (27215‑22‑1), DINP (68515‑48‑0/28553‑12‑0)a, B84P (16883‑83‑3) DPrP (131‑16‑8), DBP (84‑74‑2)b, BBP (85‑68‑7)c, DnHP (84‑75‑3), 79P (111381‑89‑6), DIOP (27554‑26‑3), DEHP (117‑81‑7)b
À chaîne longue DIDP (26761‑40‑0/68515‑49‑1), DUP (3648‑20‑2) 610P (68648‑93‑1), DnOP (117‑84‑0)b, D911P (68515‑43‑5), D911P‑2 (111381‑91‑0), DIUP (85507‑79‑5), DTDP (68515‑47‑9)

Abréviation : No CAS = numéro de registre du Chemical Abstracts Service.
a
Le DINP était considéré comme un phtalate à chaîne moyenne, aux fins de l’évaluation des effets sur la santé et, aux fins de l’évaluation des effets sur l’environnement, comme un phtalate à longue chaîne.
b
Inclus dans la LSIP1.
c
Inclus dans la LSIP2.

3. Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés chimiques des substances du groupe de substances des phtalates sont principalement déterminées par le volume molaire des substances et la longueur des chaînes latérales alkyle substituées sur les groupes diester (Cousins et coll., 2003). Les substances de ce groupe sont des liquides huileux aux températures ambiantes types. Le point de fusion de ces substances se situe entre -64 °C et 66 °C, et leur point d’ébullition entre 205 °C et 463 °C. Par conséquent, à basse température, certains phtalates du groupe peuvent être présents à l’état solide dans l’environnement. En règle générale, la solubilité dans l’eau et la pression de vapeur diminuent avec la hausse du volume molaire et la longueur de la chaîne latérale alkyle, tandis que la tendance à s’adsorber sur les matières organiques et les particules augmente. Par exemple, le phtalate à chaîne courte DMP présente une très grande hydrosolubilité (4000 mg/l), une pression de vapeur modérée (0,4 Pa) et de faibles coefficients de partage (log Koe =  1,6, log Kco = 1,9 - 2,5), tandis que le phtalate à chaîne longue DIDP a une très faible hydrosolubilité, une très faible pression de vapeur (1,7 × 10‑4 mg/l, 6,7 × 10-5 Pa) et des coefficients de partage dont la valeur varie d’élevée à très élevée (log Koe > 8, log Kco = 5,5). Pour les phtalates à chaîne moyenne, les valeurs des propriétés chimiques sont intermédiaires entre celles des phtalates à chaîne courte et ceux à chaîne longue. Des renseignements détaillés sur les propriétés chimiques des substances du groupe de substances des phtalates sont présentés dans les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d).

Les données sur les propriétés chimiques utilisées pour le B79P ont été examinées à la suite de la réception de nouveaux renseignements sur la composition de ce phtalate UVCB, et qui ont été soumis au cours de la période de commentaires publics de 60 jours portant sur l’ébauche de l’évaluation préalable. En l’absence de données expérimentales, nous avons utilisé des modèles (Q)SAR pour générer des données pour le point d’ébullition, la solubilité dans l’eau, la constante de la loi d’Henry et les coefficients de partage. Les valeurs des propriétés physico-chimiques choisies pour le B79P, ainsi que d’autres renseignements sur le calcul de ces valeurs, sont présentés au tableau A-2 de l’annexe A.

4. Sources

Les activités anthropiques sont la principale source de phtalates dans l’environnement. Une enquête a été menée auprès de l’industrie en 2013, en vertu à l’article 71 de la LCPE, afin d’obtenir des renseignements sur les quantités de phtalates du groupe de substances des phtalates et des phtalates supplémentaires qui étaient présentes en 2012 au Canada (Canada 2013). Les résultats figurent aux tableaux 4‑1 et 4‑2 (Environnement Canada 2014). Puisque notre enquête était très ciblée, les données déclarées sur les quantités utilisées pourraient ne pas refléter complètement toutes les utilisations au Canada.

Tableau 4-1. Quantités déclarées au Canada en 2012 de phtalates du groupe de substances des phtalates tirées de l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE
Phtalate Quantité totale fabriquée
(kg)a
Importations totales
(kg)a
Exportations totales
(kg)a
DMP < seuil de déclarationb 10 000–100 000 < seuil de déclaration
DIBP < seuil de déclaration 10 000–100 000 < seuil de déclaration
DCHP < seuil de déclaration < 10 000 < seuil de déclaration
DIHepP < seuil de déclaration < 10 000 < seuil de déclaration
B79P < seuil de déclaration 100 000 – 1 000 000 100 000 – 1 000 000
B84P <seuil de déclaration 100 000 – 1 000 000 100 000 – 1 000 000
DINP 1 000 000 – 10 000 000 > 10 000 000 1 000 000 – 10 000 000
DIDP 10 000 – 100 000 1 000 000 – 10 000 000 100 000 – 1 000 000
DUP > 10 000 000 100 000 – 1 000 000 1 000 000 – 10 000 000
BCHP < seuil de déclaration < seuil de déclaration < seuil de déclaration
CHIBP < seuil de déclaration < seuil de déclaration < seuil de déclaration
DBzP < seuil de déclaration < seuil de déclaration < seuil de déclaration
DMCHP < seuil de déclaration < seuil de déclaration < seuil de déclaration
BIOP < seuil de déclaration < seuil de déclaration < seuil de déclaration

a Ces valeurs reflètent les quantités déclarées en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2001, 2009, 2014). Consultez l’enquête pour connaître les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).
b
Seuil de déclaration : quantité totale supérieure à 100 kg d’une substance, à une concentration égale ou supérieure à 0,001 % en poids (p/p %) [Canada 2013].

Tableau 4-2. Quantités déclarées au Canada (en 2012) des phtalates supplémentaires tirées de l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE
Phtalate Quantité totale fabriquée
(kg)a
Importations totales
(kg)a
Exportations totales
(kg)a
BBP < seuil de déclarationb 100 000 – 1 000 000 100 000 – 1 000 000
DBP < seuil de déclaration 100 000 – 1 000 000 10 000 – 100 000
DEHP 1 000 000 – 10 000 000 100 000 – 1 000 000 10 000 – 100 000
DIOP < seuil de déclaration < 10 000 0
DEP < seuil de déclaration < 10 000 < 10 000
79P < seuil de déclaration 10 000 – 100 000 < seuil de déclaration
610P 100 000 – 1 000 000 100 000 – 1 000 000 100 000 – 1 000 000
DnOP < seuil de déclaration 100 000 – 1 000 000 < seuil de déclaration
D911P-2 < seuil de déclaration 10 000 – 100 000 < seuil de déclaration
D911P > 10 000 000 100 000 – 1 000 000 1 000 000 – 10 000 000
DTDP < seuil de déclaration 100 000 – 1 000 000 < seuil de déclaration
DIUP 1 000 000 – 10 000 000 100 000 – 1 000 000 100 000 – 1 000 000
DnHP < seuil de déclaration < seuil de déclaration < seuil de déclaration
DPrP < seuil de déclaration < seuil de déclaration < seuil de déclaration

a Ces valeurs reflètent les quantités déclarées en réponse à l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2001, 2009, 2014). Consultez l’enquête pour connaître les inclusions et exclusions particulières (annexes 2 et 3).
b
Seuil de déclaration : quantité totale supérieure à 100 kg d’une substance, à une concentration égale ou supérieure à 0,001 % en poids (p/p %) [Canada 2013].

5. Utilisations

Les résultats obtenus lors de l’enquête menée en vertu de l’article 71 en 2012 comportaient des renseignements sur les utilisations de 21 phtalates (Environnement Canada 2014). Aucun renseignement n’était disponible pour les 7 autres substances.

Les diverses utilisations au Canada des substances faisant partie du groupe de substances des phtalates sont résumées dans les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d). Dans le cas des phtalates supplémentaires, les utilisations canadiennes sont indiquées aux tableaux 5-1, 5-2 et 5-3. De plus, les utilisations des phtalates à l’étranger sont également présentées dans les documents ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d).

Tableau 5-1. Résumé des utilisations de certains phtalates supplémentaires au Canada (d’après les renseignements obtenus de l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPEa)
Principales utilisationsb DBP BBP DEHP DIOP DEP 79P
Adhésifs et produits d’étanchéité O O N O N O
Peintures et revêtements O O O N N N
Électricité et électronique O O N N N N
Matériaux de construction O O O N N N
Produits automobiles et de transport N O O N N O
Lubrifiants et graisses N N O N N N
Encres d’impression O O N N N N
Tissus et textiles O O O N N N
Produits de soins personnels N N N N O N
Jouets d’enfants et articles de puériculturec O O O N N N
Matériaux plastiques et caoutchoucs O O O N O N

Abréviations : O = l’utilisation a été déclarée pour cette substance; N = l’utilisation n’a pas été déclarée pour cette substance.
a
Renseignements sur l’utilisation des phtalates dans le commerce au Canada (Environnement Canada 2014)
b
Tous les renseignements ont été obtenus par l’enquête auprès de l’industrie menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2014).
c
La présence de DBP, BBP et DEHP dans ces types de produits est habituellement limitée à ≤ 1000 mg/kg (Règlement sur les phtalates pris en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation [LCSPC]).

Tableau 5-2. Résumé des utilisations canadiennes de certains phtalates supplémentaires (d’après les renseignements obtenus de l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPEa - suite)
Principales utilisationsb 610P DnOP D911P-2 D911P DTDP DIUP
Adhésifs et produits d’étanchéité N N O N N O
Peintures et revêtements N N N N N N
Électricité et électronique N O O O O O
Matériaux de construction N N N N N N
Produits automobiles et de transport O N O O N O
Lubrifiants et graisses N N N N O N
Encres d’impression N N N N N N
Tissus et textiles N N N N N N
Produits de soins personnels N N N N N N
Jouets d’enfants et articles de puériculture N N N N N N
Matériaux plastiques et caoutchoucs O O N O N O

Abréviations : O = l’utilisation a été déclarée pour cette substance; N = l’utilisation n’a pas été déclarée pour cette substance.
a
Renseignements sur l’utilisation des phtalates dans le commerce au Canada (Environnement Canada 2014).
b
Tous les renseignements ont été obtenus par l’enquête auprès de l’industrie menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2014).

Tableau 5-3. Utilisations additionnelles au Canada de certains phtalates supplémentairesa
Utilisation BBP DBP DEHPh DnHP DIOP
Additifs alimentairesb N N N N N
Additifs alimentaires indirectsb N N N N N
Matériaux pour l’emballage alimentaireb O O O N O
Ingrédients médicinaux ou non médicinaux dans les désinfectants, les produits à usage humain et les médicaments à usage vétérinairec N O N N N
Base de données d’ingrédients de produits de santé naturelsd N O N N N
Base de données sur les produits de santé naturels homologués présents comme ingrédient non médicinal dans des produits de santé naturels au Canadae N O N N N
Déclaration des produits pouvant être présents dans les cosmétiques, en vertu du Règlement sur les cosmétiquesf N O N N N
Produit de formulation dans les produits antiparasitaires homologués au Canadag O N N N N

Abréviations : O = l’utilisation a été déclarée pour cette substance; N = l’utilisation n’a pas été déclarée pour cette substance.
a
Les phtalates supplémentaires sélectionnés sont ceux figurant dans l’évaluation des risques cumulatifs pour la santé humaine.
b
Courriels de septembre 2014 de la Direction des aliments (DA), Santé Canada (SC) au Bureau de la gestion du risque (BGR), SC; sans référence.
c
RPP 2014.
d
BDIPSN 2019.
e
BDPSNH 2019, courriel de septembre 2014 de la Direction des produits de santé naturels et sans ordonnance (DPSNSO), SC, au BGR, SC.
f
Courriel de juillet 2015 de la Direction de la Sécurité des produits de consommation (DSPC), SC, au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes (BERSE), SC.
g
Courriel d’avril 2012 de l’Agence de réglementation la lutte antiparasitaire, SC, au BGR, SC; sans référence.
h
Le DEHP figure sur la Liste des ingrédients dont l’usage est interdit dans les cosmétiques au Canada (Santé Canada 2011a) et son utilisation n’a pas été déclarée au Canada (courriel de juillet 2015 envoyé par la DSPC au BERSE, SC).

6. Rejets dans l’environnement

On ne connaît pas d’importantes sources naturelles de phtalates et les rejets dans l’environnement découlent d’activités anthropiques. Les rejets peuvent se produire pendant la fabrication et le traitement des phtalates, y compris leur transport et leur stockage, ainsi que pendant la production, l’utilisation et l’élimination des produits qui en contiennent (par exemple, le rejet de cosmétiques comportant des phtalates dans les égouts). Les phtalates présents dans les produits et les articles manufacturés peuvent être rejetés dans l’environnement à mesure que le produit ou l’article se dégrade sous l’effet des agents d’altération, comme la lumière du soleil et les précipitations. Pendant les activités de traitement, les phtalates ne sont pas liés chimiquement à des matrices polymères et, avec le temps, ils peuvent migrer à la surface des produits polymères. Cette migration devrait être lente, et elle sera neutralisée par les forces chimiques et physiques qui cherchent à retenir les phtalates à l’intérieur des polymères. Compte tenu de leurs utilisations dans les produits industriels et de consommation, les phtalates devraient être rejetés surtout dans l’air et dans l’eau.

On dispose de peu d’informations sur les rejets de phtalates au Canada. Or, la déclaration de six phtalates (le DMP et cinq des phtalates supplémentaires, à savoir les DEP, DBP, BBP, DEHP et DnOP) à l’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) est obligatoire. Ce dernier indique que le milieu récepteur de tous les rejets déclarés était l’air (INRP 2010-2014). Plusieurs réponses à l’enquête menée en vertu de l’article 71 indiquaient que les rejets étaient ou inexistants ou inconnus (Environnement Canada 2014).

Les documents d’Environnement Canada et Santé Canada (2015a-d) traitent plus à fond le potentiel de rejets dans l’environnement.

7. Devenir et comportement dans l’environnement

7.1 Distribution dans l’environnement

Le modèle de fugacité EQC de niveau III (NewEQC 2011) a été utilisé pour prévoir la répartition des phtalates à chaîne courte, moyenne et longue dans l’environnement, par fraction massique. La répartition dans l’environnement tend à être en grande partie tributaire de la capacité des phtalates de se solubiliser dans l’eau, de se volatiliser ou de s’adsorber sur les particules, tandis que les substances plus solubles et plus petites ont tendance à se retrouver dans les milieux atmosphérique et aquatique, et les substances plus grosses avec une solubilité limitée dans l’eau ont tendance à s’adsorber sur les sédiments ou à demeurer dans les sols. Selon les résultats du modèle EQC, les phtalates à chaîne courte se répartissent dans l’eau, le sol et l’air, mais pas dans les sédiments, les phtalates à chaîne moyenne se répartissent plus uniformément entre l’eau et les sédiments, tandis que les phtalates à chaîne longue se répartissent surtout dans les sédiments, une proportion moindre restant dans l’eau. Le modèle prévoit que le sol est un milieu récepteur important pour les phtalates à chaîne moyenne et longue, c’est-à-dire que si ces phtalates sont rejetés dans l’air ou dans le sol, ils demeureront surtout dans le sol. Les résultats du modèle de fugacité de niveau III, indiquant la répartition en pourcentage dans l’eau, le sol et les sédiments d’après les rejets simulés dans chacun de ces milieux, sont résumés dans ECCC (2018).

Étant donné les utilisations connues et les rejets des phtalates (voir les sections 5 et 6), l’eau est considérée comme étant leur principal milieu récepteur dans l’environnement.

7.2 Persistance dans l’environnement

La dégradation des phtalates est bien caractérisée, et l’on sait qu’ils sont dégradés par des processus abiotiques et biotiques. De nombreuses études ont été réalisées sur les phtalates à chaîne courte DMP et DEP, les phtalates à chaîne moyenne DIBP, DCHP, BBP, DBP, DEHP, et les phtalates à chaîne longue DIDP, DUP et DINP. Bon nombre de ces études ont été utilisées pour caractériser les phtalates moins étudiés, y compris les phtalates à chaîne moyenne BCHP, CHIBP, DBzP, B79P, DMCHP, BIOP, B84P, 79P, DIOP, DnHP, DPrP et DIHepP, et les phtalates à chaîne longue 610P, D911P, D911P-2, DTDP, DIUP et DnOP. Les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d) et ECCC (2018) contiennent des résumés des études de dégradation et de la modélisation RQSA.

Au point de vue abiotique, les phtalates subissent une hydrolyse qui tend à être lente, ainsi qu’une photolyse plutôt rapide (Peterson et Staples 2003). C’est la biodégradation – particulièrement dans des conditions aérobies, par des microorganismes, y compris différentes espèces de microalgues vertes (Chang et coll., 2005; Yan et Pan 2004; Yan et coll., 2002), le phytoplancton (Li et coll., 2007) et les champignons (Ganji et coll., 1995; Sivamurthy et coll., 1991; Engelhardt et coll., 1977; Kim et Lee 2005; Lee et coll., 2007; Kim et coll., 2002a, 2003, 2007) – qui contribue le plus à la désintégration de ces substances dans l’environnement. Les vitesses de biodégradation observées varient, notamment selon la taille moléculaire des phtalates et de leurs propriétés physico-chimiques, de la concentration du substrat et des conditions environnementales. Les données obtenues par le modèle RQSA concordent avec les données expérimentales. La biodégradation des esters libère des phtalates de monoalkyle dans l’environnement (McConnell, 2007). La plupart des études indiquent que les phtalates de monoalkyle peuvent se dégrader se dégradent plus rapidement que les diesters phtaliques parents correspondants (Peterson et Staples, 2003). On a démontré que les MPE se dégradent rapidement dans les sédiments naturels (Otton et coll., 2008).

Les études ont démontré que les phtalates à chaînes latérales courtes peuvent être rapidement biodégradés et minéralisés, tandis que les phtalates présentant des chaînes latérales plus longues ont tendance à être moins biodégradables (Wang et coll., 2000; Chang et coll., 2004; Zeng et coll., 2004; Lertsirisopon et coll., 2006; Liang et coll., 2008). Les différences en termes de biodégradabilité des phtalates sont attribuées aux effets stériques des chaînes latérales, alors que la liaison des enzymes hydrolytiques peut être entravée, ce qui limite l’hydrolyse. Les différences entre les isomères phtaliques peuvent aussi influer sur la vitesse de dégradation, car les enzymes qui hydrolysent les phtalates sont structuralement spécifiques (Liang et coll., 2008).

Le modèle prédit une longue demi-vie dans l’air pour le DMP, un phtalate à chaîne courte. Ses concentrations mesurées dans le biote de la baie d’Hudson et dans l’air et l’eau de l’Arctique norvégien indiquent qu’il présente un certain potentiel de transport à longue distance (Morin 2003). Les phtalates à chaîne moyenne et longue ne sont pas persistants dans l’air. En outre, la modélisation prédit que leur transport sur de grandes distances est peu probable (voir Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d). Cependant, le DEHP, le DBP, le DIBP, le DnBP et le DINP et le phtalate à chaîne courte DEP peuvent être associés à des particules fines dans les zones près des sources d’émissions (Ma et coll., 2014; Ruzicková et coll., 2016). Morin (2003) a également trouvé du DIBP dans le biote de l’Arctique. Le transport des particules fines est considéré comme une explication plausible de la présence observée de DMP et de DIBP dans les régions éloignées.

Les phtalates ont été détectés dans l’eau douce dans le monde entier, et ils ont tendance à s’adsorber sur les sédiments (Chang et coll., 2005). La plupart des phtalates sont rapidement biodégradés dans les eaux de surface (Furtmann 1994). Dans les sédiments, les microorganismes aérobies et anaérobies peuvent dégrader les phtalates (Hashizume et coll., 2002; Chang et coll., 2004; Kim et coll., 2008). Or, en raison de leur fort degré de sorption attribuable à leur hydrophobicité, les phtalates peuvent présenter de longues demi-vies dans les sédiments, et ce, malgré leur biodégradabilité inhérente (Kickham et coll., 2012). Dans les études de biodégradation en milieu aérobie, réalisées selon les lignes directrices de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) prescrivant l’utilisation des systèmes de traitement des eaux usées comme substrats, on a trouvé que les phtalates étaient intrinsèquement et rapidement biodégradables (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d). La variabilité apparente entre les résultats des essais s’explique par les différences des protocoles expérimentaux, des concentrations de la substance d’essai et du substrat.

Dans le sol, les vitesses de biodégradation sont généralement très similaires à celles observées dans l’eau (Peterson et Staples 2003). Les conditions environnementales, dont la température, l’humidité du sol et les concentrations d’oxygène, ainsi que les concentrations initiales de la substance et le type de sol, ont toutes un effet sur la vitesse de biodégradation (Peterson et Staples 2003; Madsen et coll., 1999; Scheunert et coll., 1987). Par exemple, la demi-vie du DEHP dans différents types de sol allait de 2 jours dans un sol loameux à 69,3 jours dans le sable (Rüdel et coll., 1993; Shanker et coll., 1985; Roslev et coll., 1998; Peterson et Staples 2003), pour atteindre 77 jours dans le sol bio-assaini d’un site industriel brésilien (Ferreira et Morita 2012).

7.3 Potentiel de bioaccumulation

Les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d) présentent les données sur la bioaccumulation des substances du groupe de substances des phtalates et de certains phtalates supplémentaires qui ont servi à la lecture croisée (BBP et DEHP). Les données sur la bioaccumulation des autres phtalates supplémentaires, ou celles obtenues après la publication des rapports ECS, sont en accord avec les informations présentées dans les rapports ECS et elles sont résumées dans ECCC (2018).

Les phtalates sont biodisponibles dans l’environnement et certains phtalates ont été mesurés dans le biote. Les données de bioaccumulation expérimentales et modélisées ainsi que les mesures des métabolites des phtalates dans les organismes aquatiques suggèrent que les phtalates sont effectivement métabolisés, et n’ont donc pas tendance à se bioaccumuler de manière importante. Les facteurs de bioconcentration (FBC) et les facteurs de bioaccumulation (FBA) mesurés pour les espèces aquatiques vont d’une valeur aussi faible que 1 jusqu’à 3000 L/kg, la majeure partie des valeurs déclarées étant inférieures à 1000 L/kg. Les vitesses de biotransformation étaient dans la plage de < 1 à 3,5 j-1. Des données pour les sédiments et les organismes qui vivent dans le sol étaient également disponibles pour certains phtalates, et elles indiquent que la bioaccumulation dans ces milieux n’est pas significative. Les études sur le terrain confirment que les phtalates ne subissent pas de bioamplification dans la chaîne alimentaire (données résumées dans Environnement Canada et Santé Canada 2015a‑d).

8. Potentiel d’effets néfastes sur l’environnement

8.1 Évaluation des effets sur l’environnement

Des résumés détaillés des études disponibles sur les effets des substances du groupe des phtalates ainsi que sur un certain nombre d’autres phtalates et les calculs connexes de résidus corporels critiques ont été présentés dans les Rapports sur l’état des connaissances scientifiques (ECS – Environnement Canada et Santé Canada, 2015a‑d). Les résultats d’autres études, y compris les données de nouvelles études sur les substances du Groupe et sur les phtalates supplémentaires, ont été compilés dans ECCC (2018). Dans Santé Canada (2015), on rend compte des résultats d’études toxicologiques sur des rongeurs, utilisés comme substituts de mammifères piscivores comme le vison et la loutre, tout comme la section des effets sur la santé humaine de cette évaluation préalable. Les sections suivantes contiennent une analyse des effets écologiques globaux de l’ensemble des données sur les phtalates, des observations sur leurs modes d’action et leurs principales incidences écologiques. L’analyse porte principalement sur les organismes aquatiques, l’eau étant réputée être le principal milieu environnemental récepteur des phtalates. Les données relatives à l’eau douce et aux organismes de mer sont examinées ensemble, aucune distinction n’étant établie à leur égard, car rien n’indique qu’un milieu aqueux donné (eau douce ou de mer) aurait une plus grande sensibilité aux phtalates.

À un niveau d’exposition aiguë, il a été établi que les phtalates agissent par l’entremise de la toxicité des diesters, soit un mode d’action (MA) non spécifique s’apparentant à la narcose de base (apolaire) et à la narcose polaire, mais se traduisant cependant par une toxicité légèrement plus élevée (Veith et Broderius, 1987; Veith et Broderius, 1990; Adams et coll., 1995). Le corpus de données indique que dans des conditions d’exposition de plus longue durée, de nombreux phtalates ont aussi des modes d’action spécifiques. Ces modes d’action sont bien documentés dans des études sur les effets de phtalates à chaîne moyenne sur les mammifères, notamment en ce qui a trait aux effets androgéno-dépendants, qui ont une incidence sur le développement de l’appareil reproducteur mâle (étudié dans Santé Canada, 2015). Les études d’exposition des organismes aquatiques aux phtalates à chaîne plus courte (soit les phtalates à chaîne courte et certains phtalates à chaîne moyenne) indiquent une variété d’effets apicaux et non apicaux. Les effets non apicaux ont été associés aux voies cellulaires médiées par l’œstrogène et la thyroïde. Toutefois, les réactions androgéno-dépendantes n’ont pas été étudiées de manière approfondie chez les organismes autres que les mammifères. Les chercheurs ont établi l’existence d’autres réponses non apicales mettant en cause la croissance, le développement et la reproduction normaux, telles que celles qui sont associées à la réponse antioxydante et au stress cellulaire, au métabolisme énergétique et aux mécanismes de détoxification cellulaire, pour certains phtalates à chaîne courte et moyenne, ainsi que pour le DINP, le DIDP et le DnOP (voir la section 8.1.1 et ECCC 2018). Il convient de remarquer qu’en ce qui concerne certains phtalates qui ont fait l’objet d’étude exhaustive (par exemple, BBP, DBP, DEHP), on observe souvent une variabilité ou un manque de constance dans les études et les résultats de modélisation des effets ou des réactions observés, comme les changements dans les taux de vitellogénine (VTG) ou l’estimation modélisée des affinités de liaison du milieu récepteur. Bien que cela soit probablement dû à des facteurs tels que l’espèce et le stade de vie pris en compte, ainsi qu’à des différences dans la conception des essais et les conditions d’étude, cela rend difficile la tâche d’élucider le mode d’action précis qui sous-tend les effets observés.

8.1.1 Toxicité pour les organismes aquatiques

L’hydrosolubilité dans l’eau et le log Koe sont des paramètres importants qui ont une incidence sur la biodisponibilité d’une substance dans les milieux environnementaux, ayant ce faisant une incidence sur la toxicité. Les substances très peu hydrosolubles ont moins de probabilité de présenter une biodisponibilité dans l’environnement par absorption d’eau directe, et ainsi l’alimentation sera la plus grande voie d’exposition. Par exemple, une tendance à la baisse de la toxicité a été signalée pour les phtalates DMP, DEP, DBP, BBP, DnOP et DIOP dans les essais de toxicité aiguë avec la bactérie Vibrio qinghaiensis sp.-Q67 (Ding et coll., 2017). Les chercheurs ont établi une corrélation entre la diminution observée de la toxicité avec l’augmentation de l’hydrophobicité (log Koe) et ont émis l’hypothèse qu’en plus d’une grande hydrophobicité, le volume moléculaire plus important associé à une longueur accrue de la chaîne latérale alkyle peut également contribuer à diminuer la toxicité aiguë en raison d’une réduction du potentiel d’absorption à travers les membranes cellulaires. Le log Koe peut être un facteur important pour prédire la toxicité aiguë de nombreux MA, par exemple la narcose non polaire, la narcose polaire, la narcose d’ester, mais non pour les autres genres d’effets, caractérisés par des mécanismes de réaction, y compris les MA électrophiles.

Fait intéressant, il a été établi qu’il existait une corrélation entre le log Koe et un MA qui varie selon le récepteur, soit selon les affinités de liaison du récepteur des œstrogènes (RE). Hornung et coll. (2014) ont trouvé pour une série de produits chimiques industriels comme les phtalates, que les affinités de liaison du RE de la truite arc-en-ciel augmentait proportionnellement aux valeurs du log Koe, pour l’intervalle de 1,6 à 4,6 (DMP au DBP et BBP), alors que dans le cas du DnHP, elles demeuraient pratiquement constantes en présence d’une plus grande lipophilie, jusqu’à un log Koe de 6,6. Les phtalates qui ont un log Koe plus élevé (par ex. DEHP, DnOP) ne se lient pas au récepteur d’œstrogène. En ce qui a trait aux phtalates à chaîne longue qui se caractérisent par une très faible solubilité dans l’eau et des valeurs log Koe élevées, la toxicité des diesters semble être le principal mode d’action. Il a été suggéré que les phtalates dotés de chaînes d’alkyle de six carbones ou plus peuvent être moins susceptibles de causer une toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques, car leur métabolisme rapide et la faible solubilité dans l’eau empêchent d’atteindre la charge toxicologique corporelle critique (Bradlee et Thomas, 2003). Et de fait, en ce qui concerne de nombreux phtalates ayant une chaîne principale de huit carbones ou plus, les effets aigus ont rarement été observés dans des conditions sous la limite de solubilité, tandis que les résidus calculés dans les tissus étaient faibles et ne dépassaient pas les limites fixées pour un effet létal (voir le tableau 8-3). Toutefois, on a observé une forte toxicité chez les phtalates à chaîne moyenne faiblement solubles et qui comportent une chaîne principale de six ou sept carbones, comme le DEHP (résumé de résultats dans Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; ECCC, 2018).

Nous avons analysé les données sur les effets de chaque phtalate sur les organismes aquatiques. Le tableau schématique 8-indique la disponibilité des données pour chaque substance obtenues lors d’essais normalisés in vivo, et d’études in vivo ou in vitro de la caractérisation des effets par les voies œstrogéniques, androgéniques et thyroïdiennes. Pour définir le potentiel de liaison des phtalates sur les récepteurs, nous avons utilisé des outils in silico, le programme TIMES (2014) et le programme ER Expert System (ERES) [version 3] (Schmieder et coll., 2014; communication personnelle, examen externe par des pairs commandé par l’EPA des É.-U., l’Office of Research and Development, le National Health and Environmental Effects Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, avril 2016 [prévisions de liaisons 4-20-16 ERES sur feuille de calcul Excel]; sans référence). Le potentiel de liaison des phtalates a été déterminé lors d’essais in silico sur le récepteur des œstrogènes (RE) de la truite arc-en-ciel (à l’aide de l’application ERES, version 3) et, chez les rongeurs, leur récepteur d’œstrogènes (y compris les composés parents et leurs métabolites), ainsi que leur des androgènes (TIMES, 2014). Selon le modèle TIMES (2014), les métabolites de certains phtalates à chaîne longue ont présenté une affinité de liaison avec le RE, tandis qu’il a été prédit que leurs composés parents n’auraient pas d’affinité de liaison avec le RE.

Les chercheurs ont trouvé de grandes lacunes dans les données quant aux effets écologiques des phtalates. Toutefois, certains phtalates comme le DEHP, le BBP et le DBP ont été assez bien étudiés. On notera tout particulièrement l’absence d’études de caractérisation sur de la valeur du potentiel d’action parmi tous les sous-groupes de phtalates. Les quelques études qui ont abordé les effets de phtalates sur un même système biologique ne concernent qu’un petit sous-ensemble de phtalates et, puisqu’elles ont caractérisé différents paramètres toxicologiques, il est impossible de les comparer directement. Mankidy et coll. (2013) ont observé que le DEHP était plus puissant que le BBP, compte tenu de sa puissance comme agoniste du récepteur d’aryl d’hydrocarbone (AhR), tandis que Zhou et coll. (2011a) ont pu ordonner les phtalates selon leur puissance : DBP > DEP > DMP > DnOP > DEHP, à partir de la métamorphose observée chez l’ormeau (un mollusque). Gardner et coll. (2016) ont signalé une toxicité accrue avec l’augmentation de la longueur de la chaîne alkyle pour le développement d’embryons de grenouilles exposés à trois phtalates à chaîne plus courte, le DBP (quatre carbones dans la chaîne alkyle) étant plus toxique que le DPrP (trois carbones dans la chaîne alkyle), et le DEP (deux carbones dans la chaîne alkyle) étant le moins toxique. Le risque tératogène n’a pas changé de façon marquée avec la longueur de la chaîne alkyle, seul le DBP étant jugé tératogène aux concentrations d’essai (Gardner et coll., 2016). Une tendance similaire avec la longueur de la chaîne alkyle a été observée pour l’inhibition de la croissance chez le dinoflagellé Karenia brevis. Les phtalates à chaînes latérales alkyles contenant moins de six atomes de carbone ont inhibé de façon significative la croissance des algues, la toxicité augmentant avec l’augmentation de la longueur de la chaîne latérale, c’est‑à‑dire, pour la toxicité, BBP>DIBP>DBP>DEP (Liu et coll., 2016a). Les phtalates à chaînes latérales contenant plus de six atomes de carbone (DEHP, DINP, DIDP) n’ont pas inhibé la croissance cellulaire des algues, un effet attribué à leur hydrosolubilité. De plus, le DMP n’a présenté aucun effet nocif, peut-être en raison de la dégradation du DMP par les algues (Yan et coll., 1995; Liu et coll., 2016a).

Une autre lacune relevée dans un grand nombre d’études tient à la tendance à réaliser ces études avec des concentrations d’exposition élevées ou qui dépassent les limites de solubilité dans l’eau, ce qui complique l’interprétation des résultats, les résultats ayant de ce fait moins de pertinence quant aux conditions environnementales. On a constaté que dans les quelques études in vivo réalisées avec des concentrations d’exposition très faibles (entre 10-4 et 10-3 mg/l), comme celles concernant le DEHP (Oehlmann et coll., 2009; Carnevali et coll., 2010; Corradetti et coll., 2013; Kinch et coll., 2016), des effets néfastes sont toujours observés. La principale lacune en matière de données tient à l’absence d’études sur les effets des phtalates sur un milieu aquatique réalisées avec des concentrations d’exposition pertinentes pour le milieu et dans les limites de solubilité dans l’eau qui caractérisent les modes d’action, surtout en ce qui concerne les effets médiés par les voies androgènes, et qui seraient susceptibles d’avoir des effets à l’échelle d’une population.

Tableau 8-1. Donnéesa empiriques disponibles sur les effets des phtalates sur les organismes aquatiques
Substance (no CAS) Essais standard sur les effets apicaux Voies œstrogéniques Voies androgéniques Voies thyroïdiennes
DMP O/N O/N N
O
DEP O O O -
DPrP O O - -
DIBP - - - -
DBP O O O O
CHIBP - - - -
BCHP - - - -
BBP O O O O
DCHP O O O O
DnHP - O - -
DBzP - - - -
B79P O - O -
DMCHP - - - -
DIHepP - - - N
79P - - - -
BIOP - - - -
DIOP - - -
DEHP O O/N O
DINP O/N O -
B84P - - - -
610P - - - -
DnOP O O/N - O
D911P - - - -
D911P-2 - - - -
DIDP O/N  O -
DIUP - - - -
DTDP - - - -
DUP - - - -

Abréviations : O = données disponibles qui rendent compte d’effets, N = données disponibles qui ne rendent compte d’aucun effet, O/N = données contradictoires, «  ̶ » = aucune donnée obtenue.
a
Certaines études sur des phtalates ont porté sur l’exposition à des concentrations élevées, mais au-delà de la limite de solubilité dans l’eau du phtalate en cause.

Tableau 8-2. Prévisions in silico des capacités de liaison des phtalates au récepteur des œstrogènes (RE) et au récepteur des androgènes (RA)
Substance (no CAS) Liaison du RE chez la truite arc-en-ciel (composé parent) (ER Expert System, version 3) Liaison du RE chez la truite arc-en-ciel (métabolite) (ER Expert System, version 3) Liaison du RE chez les rongeurs (composé parent) (TIMES, 2014) Liaison du RE chez les rongeurs (métabolite)   (TIMES, 2014) Liaison du RA chez les rongeurs (composé parent) (TIMES, 2014)
PM O aucun méta­bolite prévu N N N
DMP O N O N N
DEP O N N N O
DPrP O N N N O
DIBP O N O N O
DBP O N S.O. S.O. S.O.
CHIBP O N O O S.O.
BCHP O N O N O
BBP O N O O S.O.
DCHP O N O N N
DnHP O N O N N
DBzP S.O. N O N N
B79P S.O. N O O N
DMCHP S.O. N O O N
DIHepP N N N N N
79P S.O. N S.O. S.O. S.O.
BIOP N N O O N
DIOP N N O O N
DEHP N N N O O
DINP S.O. N S.O. S.O. S.O.
B84P N N N N S.O.
610P N N N N N
DnOP N N N O S.O.
D911P N N N O S.O.
D911P-2 N N N N S.O.
DIDP N N N O S.O.
DIUP N N N N S.O.
DTDP N N N O S.O.
DUP N N N O S.O.

Abréviations : O = agent de liaison au récepteur; N = pas un agent de liaison au récepteur; S.O. = résultat non disponible, ou bien la substance se situait hors du domaine de modélisation

La section ci-dessous contient un résumé de quelques-uns des effets relevés pour ce qui est des phtalates à chaîne courte, moyenne et longue, tels qu’ont permis de les décrire des études normalisées et celles décrivant des MA précis. Il s’agit ici de mettre en lumière les niveaux des effets parmi tous les sous-groupes de phtalates, comme ils ont été observés dans les essais normalisés et non normalisés. Dans Environnement Canada et de Santé Canada (2015a-d), on présente un résumé approfondi de l’information disponible sur les effets écologiques), tandis que d’autres études et de nouvelles études sont mentionnées dans ECCC (2018).

Les phtalates solubles à chaîne courte présentent en général une faible toxicité aiguë et chronique chez les poissons, les invertébrés et les algues, probablement en raison de facteurs tels qu’une faible hydrophobicité, une forte dégradabilité et un potentiel métabolique élevé, selon les analyses toxicologiques normalisées effectuées. Pour ce qui est du DMP et du DEP, les valeurs de concentration létale aiguë moyenne (concentration létale à 50 % — CL50) se situaient entre 10 et 120 mg/l (résumées dans ECCC 2018). De même, les valeurs CL50 et la concentration efficace à 50 % (CE50) pour des effets comme l’immobilité et un changement de la biomasse, chez la mysis effilée, la daphnie et les algues, qui ont été relevés dans le cas d’une exposition qui dépassait généralement 10 mg/l (résultats résumés dans Environnement Canada et de Santé Canada 2015a; ECCC, 2018). Par contraste, des études sur l’ormeau portent à croire que cette espèce est particulièrement vulnérable à l’exposition au DMP et au DEP, des effets négatifs ayant été relevés par d’autres modes d’action que la narcose. En ce qui concerne le DMP, des effets sur l’établissement des larves ont été observés à un niveau d’exposition de 0,05 mg/l (Yang et coll., 2009), tandis qu’une concentration sans effet observé (CSEO) sur la métamorphose a été trouvée à 0,02 mg/l, ainsi qu’une réduction de 50 % de la métamorphose à une concentration de 0,2 mg/l (Liu et coll., 2009). Pour ce qui est des incidences sur la reproduction, il a été établi que le sperme d’ormeau traité au DMP présentait une diminution de l’efficacité de la fertilisation, de la morphogenèse et de l’aptitude à pondre selon la dose et pour des concentrations d’exposition qui variaient entre 0,01 mg/l et 0,1 mg/l (Zhou et coll., 2011b). On a également observé une réduction de l’activité de l’ATPase dans le sperme et des altérations des modèles d’expression des gènes physiologiquement régulés comme cyp3a, 17β-hsd 11 et 17β-hsd 12, qui ont contribué aux effets observés sur la fertilisation et l’embryogenèse (Zhou et coll., 2011b). À un niveau d’exposition de 0,2 mg/l, les chercheurs ont établi que le DEP entraînait une réduction des taux de métamorphose, tandis qu’une concentration de 2 mg/l induisait une recrudescence des taux d’anormalité des embryons d’ormeau et une réduction des taux de ponte (Zhou et coll., 2011a). Plusieurs mécanismes toxicologiques possibles ont été proposés pour l’action des phtalates sur les embryons, y compris l’altération de l’activité de la pompe Na+-K+ ou de la pompe Ca2+-Mg2+, la modification du taux de peroxydase et la production ultérieure de malondialdéhyde, la détérioration de la structure extraembryonnaire des membranes, ainsi que la modification de l’expression de plusieurs gènes endocriniens (gpx, cyp3a, et 17β-hsd 12). Les chercheurs ont conclu que les cinq phtalates étudiés (DEP, DBP, DMP, DEHP et dioctylphtalate ou DOP) affectaient l’ontogenèse embryonnaire de l’ormeau en interférant avec l’osmorégulation, en induisant un stress oxydatif, en endommageant la structure de l’enveloppe embryonnaire et en perturbant l’homéostasie physiologique (Zhou et coll., 2011a). Une étude récente de Mathieu-Denoncourt et coll. (2016) a fait état d’un retard dans le développement et d’une fréquence accrue de malformations chez les têtards de grenouilles à griffes de l’Ouest exposés aux plus faibles concentrations de DMP de 0,1 mg/l, indiquant que certains amphibiens juvéniles peuvent également être sensibles à une exposition aux phtalates à chaîne courte.

En ce qui concerne les phtalates à chaîne moyenne, une toxicité moyenne à élevée a été observée dans un grand nombre d’études ayant porté sur les organismes aquatiques (résultats résumés dans Environnement Canada et de Santé Canada, 2015b; et d’ECCC, 2018). Les résultats indiquent que les phtalates pourvus d’une chaîne principale latérale de 6 carbones ou moins (par ex. DBP, BBP, DCHP et DEHP ) sont très dangereux pour les poissons, les invertébrés et les algues, la CL50 et des effets comme des comportements anormaux chez le poisson, des effets sur la reproduction des daphnies et des incidences sur la biomasse des algues ayant été observés à un niveau d’exposition inférieur à 1 mg/l. Des effets secondaires en lien avec des modes d’action œstrogéniques, thyroïdiens et anti-androgéniques sont également bien documentés pour ce qui est de ces substances, bien que des réactions contradictoires aient été relevées pour ce qui concerne la modification des niveaux de vitellogénine dans les études sur le BBP et le DEHP. On a établi que le BBP entraînait un déplacement de l’œstradiol en provenance du récepteur des œstrogènes après un passage hépatique, une inhibition de la liaison des RE, ce qui pouvait provoquer soit une modification de la production de la vitellogénine chez la truite arc-en-ciel après l’injection de la substance dans la zone intra-péritonéale (Christiansen et coll., 2000); soit aucune incidence sur le taux de vitellogénine dans les études sur le tête-de-boule (présentation d’une étude, 2014d; Harries et coll., 2000); soit une incidence sur l’histologie gonadique (présentation d’une étude, 2014d); soit une réduction de la spermatogonie chez le tête-de-boule (EC 2009; ECHA c2007-2015a). Le BBP a également présenté une augmentation légère, mais néanmoins appréciable, de l’expression génétique de l’ARN messager du récepteur des androgènes au cours du développement des embryons de poisson (Mankidy et coll., 2013), et a été associé à une toxicité pour le développement et à des défauts cardiaques chez des embryons de poissons zèbres (Sun et Liu 2017). Une étude récente sur le moucheron Chironomus riparius à l’état larvaire a montré une régulation négative importante des gènes associés à la synthèse des ribosomes après une exposition à de très faibles concentrations (1 × 10-6 mg/l) de BBP, indiquant un potentiel de dégradation des voies de biogenèse des gènes essentiels au métabolisme cellulaire et à la synthèse cellulaire des protéines (Herrero et coll., 2016).

La plupart des études toxicologiques du DCHP sur le poisson, les amphibiens, les invertébrés et les algues ont été réalisées avec des niveaux d’exposition approchant ou dépassant la limite de solubilité des substances dans l’eau de 1 mg/l (ECHA c2007–2014 b; Mathieu-Denoncourt et coll., 2016). Deux études sur Daphnia à l’intérieur de la limite de solubilité dans l’eau du DCHP ont fait état d’effets à un faible niveau d’exposition, mais uniquement sous une exposition chronique (CE50 de 21 jours et CSEO entraînant une perte de mobilité à une concentration de 0,68 et de 0,18 mg/l, respectivement (ECHA c2007–2014 b). Mathieu-Denoncourt et coll. (2016) ont signalé une augmentation de la mortalité, de la fréquence des malformations et de la régulation de l’ARN messager (ARNm) liées au stress cellulaire chez la larve de la grenouille à griffes de l’Ouest, Silurana tropicalis, à une plus faible concentration d’exposition de 4,1 mg/l DCHP. Bien que cette concentration dépasse légèrement la valeur de solubilité de 1 mg/l, l’utilisation d’un solvant (DMSO) peut avoir légèrement modifié la solubilité de la substance, de sorte que la concentration mesurée et rapportée de 4,1 mg/l peut être considérée comme se situant dans une plage raisonnable des valeurs de solubilité. Pour le DBP, une CL50 après 96 heures à moins de 1 mg/l et jusqu’à 7,3 mg/l a été trouvée (Buccafusco et coll., 1981; Mayer et Ellersieck, 1986; CMA, 1984; Hudson et coll., 1981; Adams et coll., 1995). Le DBP n’a pas provoqué l’apparition de la vitellogénine chez la truite arc-en-ciel ou le poisson-zèbre à une concentration atteignant 1 mg/l (Van den Belt et coll., 2003). Un niveau d’exposition au DBP entre 0,005 et 0,5 mg/l dans diverses études a entraîné une augmentation de la mortalité et de la tératogénicité chez les larves (Ortiz-Zarragitia et coll., 2006), une activité accrue des enzymes antioxydants et des enzymes reliés au système immunitaire (Xu et coll., 2013), et une modification du niveau de la 11‑kétotestostérone plasmique et de la spiggine (Aoki, 2010; Aoki et coll., 2011).

Pour ce qui est du DEHP, Carnevali et coll. (2010) ont constaté une diminution importante de la fécondité chez les poissons-zèbres femelles exposées à des concentrations nominales allant de 2 × 10-5 à 0,40 mg/l. Corradetti et coll. (2013) ont aussi établi qu’un niveau d’exposition au DEHP de l’ordre de 2 × 10-4 mg/l nuisait à la reproduction du poisson zèbre, du fait d’un certain nombre de changements induits, y compris une production moindre d’embryons. Des modifications histologiques dans les spermatozoïdes et les gonades du poisson (indication de caractéristiques intersexuées) et un retard dans le développement des ovocytes après une exposition au DEHP ont également été relevés (Ye et coll., 2014; Kim et coll., 2002b; Norman et coll., 2007). Le DEHP a modifié de façon appréciable la morphologie péricardique, la tête et le jaune d’œuf du poisson zèbre exposé à 0,002 mg/l entre 3 et 24 heures après la fertilisation (Kinch et coll., 2016). Les effets étaient moins marqués chez les poissons exposés de 3 à 48 h post-fertilisation ou de 3 à 72 h post-fertilisation, ce qui indique une fenêtre de sensibilité à l’exposition de 3 à 24 h post-fertilisation pour les changements globaux du développement morphologique induits par les contaminants, et de 3 à 4 h post-fertilisation pour le développement péricardique et de la tête. En plus de la durée d’exposition et de la spécificité pour le stade de vie, la spécificité tissulaire était également évidente dans les résultats de l’étude. Les modifications de la morphologie de la tête à la suite de l’exposition au DEHP ne différaient pas grandement de celles de l’hormone thyroïdienne, ce qui semble indiquer que les effets du DEHP sur la morphologie de la tête peuvent en grande partie être transduits par interaction avec les récepteurs de l’hormone thyroïdienne (Kinch et coll., 2016). Le médaka marin embryonnaire exposé à 0,1 et 1 mg/l de DEHP jusqu’à 10 jours après la fertilisation a montré une induction importante et dépendante de la concentration de deux gènes endocriniens majeurs (ER, PPAR), ainsi que de gènes associés aux mécanismes de détoxification dans le corps (CYP19) [Ye et coll., 2016]. Les effets d’induction ont été attribués à la bioaccumulation du DEHP dans le poisson et n’étaient plus évidents après une période de purification de 12 jours dans l’eau de mer propre. L’augmentation au fil du temps de la charge en DEHP au cours des stades embryonnaires et la diminution subséquente de cette charge au cours des stades larvaires ont démontré l’importance du métabolisme dans l’élimination du DEHP accumulé. La capacité métabolique est plus développée chez les larves des poissons que chez les stades de développement antérieurs comme l’embryon, ce qui facilite l’élimination du DEHP par l’organisme (Ye et coll., 2016).

Liu et coll. (2016b) ont calculé des CESE pour le DEHP chez les espèces aquatiques à l’aide de distributions de sensibilité des espèces (DSE) pour les critères d’effet suivants : survie, croissance et développement, biochimie et biologie moléculaire, reproduction (données combinées pour les vertébrés et les invertébrés), reproduction des poissons, reproduction des invertébrés. Les CESE chroniques fondées sur la puissance de causer des lésions dans les tissus reproducteurs des poissons variaient de 0,04 à 0,20 µg/l, et étaient significativement inférieures aux CESE calculées pour d’autres critères d’effet et d’autres taxons, comme les invertébrés. Les résultats ont démontré que la reproduction était le critère d’effet traduisant la plus grande sensibilité au DEHP, surtout en ce qui concerne la toxicité pour la reproduction des poissons (Liu et coll., 2016b).

Un examen des données sur l’écotoxicité du B79P a été effectué après réception de nouveaux renseignements sur la composition de ce phtalate de type UVCB. Une CL50 96 h > 1 000 mg/l pour la truite arc-en-ciel, Oncorhynchus mykiss, est rapportée dans le dossier de l’ECHA (c2007-2018) pour le B79P, ainsi qu’une CE50 48 h de 4,5 mg/l pour le cladocère, Daphnia magna. Toutefois, on a observé une agglutination des cladocères à des concentrations plus faibles de 1,0 et 1,8 mg/l (ECHA c2007-2018) et, pour cette raison, on juge que les résultats de cette étude ne peuvent pas être inclus dans la présente évaluation préalable des risques. Le dossier de l’ECHA sur le B79P comprend des données de toxicité pour une formulation commerciale du B84P (no CAS 16883-83-3) à l’appui de cette formulation en raison d’une similitude structurale étroite avec celle du B79P (ECHA c2007-2018). Deux études sur la toxicité aiguë chez le poisson et une étude sur la toxicité aiguë chez les algues sont disponibles pour le B84P, avec des valeurs d’effet médian (CE/CL50) de > 1 000 mg/l pour les trois études (ECHA c2007-2018). Les résultats combinés semblent indiquer que le B79P aura un faible potentiel d’effets nocifs aigus chez les organismes aquatiques. Il convient toutefois de noter que les études sur la toxicité du B79P ont été menées en 1980, tandis que celles du B84P ont été menées en 1979. L’âge de ces études introduit une incertitude dans les résultats, car il n’est pas clair dans quelle mesure les formulations utilisées dans ces essais représentent bien celles qui sont actuellement utilisées.

Le modèle ECOSAR (v1.11; ECOSAR 2012) de la suite EPI (c2000-2012), exécuté avec des valeurs physico-chimiques entrées par l’utilisateurNote de bas de page 3 , prévoit que le B79P n’aura aucun effet aquatique aigu à la saturation des substances, ce qui corrobore les données empiriques fournies par l’ECHA (c2007-2018). Cependant, des valeurs chroniques modélisées de 0,003 à 0,044 mg/l, 0,007 à 0,028 mg/l et 0,035 à 0,066 mg/l ont été obtenues pour les poissons, les daphnies et les algues vertes, respectivement, ce qui indique que des effets chroniques sont possibles (ECOSAR 2012).

Un rapport de décision de l’ECHA publié en 2017 après l’ajout du B79P à la liste du plan d’action continue communautaire CoRAP de l’Union européenne décrit d’autres preuves du potentiel d’effets chroniques. Le rapport de décision a relevé plusieurs préoccupations associées à l’exposition d’espèces de mammifères au B79P, y compris le potentiel d’effets sur le développement et la reproduction et des preuves des modes d’action possibles avec médiation endocrinienne ou thyroïdienne (ECHA 2017). Ces préoccupations touchaient non seulement le B79P, mais également plusieurs métabolites potentiels du B79P qui sont également connus pour être des métabolites du BBP (no CAS 85-68-7) et du DINP (nos CAS 68515-48-0 et 28553-12-0), deux phtalates ayant un mode d’action anti-androgène connu (ECHA 2013, 2017). Les résultats des essais in silico avec le B79P à l’aide du modèle TIMES (2014) correspondent à ces résultats et prévoient que le B79P et ses métabolites auront une affinité de liaison avec le RE des rongeurs. À l’opposé, le modèle prévoit que le B79P n’aura aucune affinité de liaison avec le RA des rongeurs (voir le tableau 8-2).

Aucune preuve de toxicité n’a été relevée dans les essais standard visant les phtalates à chaîne moyenne plus longue, le DIHepP et le B84P, ainsi que les phtalates à chaîne longue, jusqu’aux limites de solubilité dans l’eau de ces substances (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b-d; ECCC 2018). Toutefois, pour ce qui est des du DIDP et du DINP, les résultats des essais in vitro en laboratoire indiquent initialement que ces deux phtalates pourraient avoir une influence sur l’activité endocrinienne normale chez des mammifères, par l’altération de la production d’hormones stéroïdes en présence d’une substance endocrinienne active. (Mlynarčíková et coll., 2007; Chen et coll., 2014). Dans le cadre d’une étude ayant porté sur l’alimentation de plusieurs générations de médakas du Japon, les chercheurs ont relevé des effets sur le métabolisme hépatique microsomal de la testostérone, induits par le DINP et le DIDP. Toutefois, on n’a trouvé aucun effet négatif constant sur les plans de la mortalité des embryons, des activités de ponte fructueuses ou du taux de survie (Patyna et coll., 2006). De même, les chercheurs n’ont pu établir la présence de malformation et d’altérations dans les expressions génétiques relatives à l’axe androgénique, pour ce qui est des têtards du genre Xenopus exposés au DINP (de Solla et Langlois, 2014). Cocci et coll. (2017) ont examiné les effets du DINP et du DIDP sur l’expression du récepteur alpha des œstrogènes (ERα) en utilisant des cultures de cellules érythrocytaires primaires de la tortue caouanne, Caretta caretta. Une induction significative s’était produite aux concentrations d’essais faibles (0,0001 µM) et intermédiaires (0,01 µM) du DIDP, l’effet étant le plus élevé à la concentration la plus faible et diminuant à mesure que la concentration augmentait. Seule une légère induction de l’ERα s’était produite à la concentration d’essai maximale (1 µM), ce qui pourrait indiquer une diminution de la viabilité cellulaire (cytotoxicité) à cette concentration. Le DINP a présenté un effet similaire, mais moins marqué, sur l’expression de l’ERα, avec une induction significative aux concentrations intermédiaires et élevées (0,01 et 1 µM), et une induction maximale à la concentration intermédiaire. Les résultats d’essais in silico à l’aide du modèle ERESI (Estrogen Receptor Estimation System) sur les RE de la truite portent à croire qu’il n’existe aucune affinité de liaison aux RE pour ce qui est des composés parents des phtalates à chaîne longue (voir le tableau 8-2) [Schmieder et coll., 2014; communication personnelle, examen externe par des pairs commandé par l’EPA des États-Unis, Office of Research and Development, National Health and Environmental Effects Research Laboratory Mid-Continent Ecology Division, avril 2016; sans référence].

Les données disponibles sur les effets en milieu aquatique des phtalates à chaîne moyenne et longue ayant une solubilité dans l’eau très faible et des valeurs log Koe élevées, soit les phtalates DIHepP, B79P, DINP, D911P, D911P-2, DIDP, DIUP, DTDP, DUP, B84P et DIOP, étaient au-dessus des limites de solubilité dans l’eau. Il convient de remarquer qu’en ce qui concerne ces substances, l’exposition alimentaire est probablement la voie d’assimilation la plus pertinente dans l’environnement. Il s’ensuit que pour les phtalates DIHepP, B79PNote de bas de page 4 , B84P, DINP, DIDP et DUP, le calcul des résidus dans les tissus (RT) a été établi à l’aide de facteurs de bioaccumulation (FBA), de valeurs de masse moléculaire et de caractéristiques de solubilité dans l’eau propres à chaque substance. Les RT correspondent à la teneur globale de phtalate dans le corps après une exposition à la limite de la solubilité dans l’eau de la substance, compte tenu de ses propriétés toxicocinétiques et selon l’approximation établie par le FBA. Les valeurs de RT calculées pour les phtalates à chaîne moyenne se situaient entre 5,4 × 10-3 mmol/kg (1,96 mg/kg) pour le DIHepP et 0,13 mmol/kg (59,1 mg/kg) pour le B84P, tandis qu’en ce qui concerne les phtalates à chaîne longue, nommément pour le DINP, à 2,6 × 10-4 mmol/kg (0,12 mg/kg), le DIDP, à 1,5 × 10-5 mmol/kg (0,007 mg/kg), et le DUP, à 5,8 × 10-8 mmol/kg (0,000028 mg/kg). Les résidus corporels critiques (RCC) associés à une narcose létale de base critique chez les petits organismes aquatiques se situent généralement entre 2 et 8 mmol/kg, tandis que les RCC provenant d’une exposition chronique se situent entre 0,2 et 0,8 mmol/kg (McCarty et Mackay, 1993). Les concentrations internes calculées pour le sous-ensemble de phtalates à chaînes moyenne et longue indiquent que ces phtalates présentent une faible probabilité d’atteindre une teneur suffisante pour causer des effets toxicologiques et létaux aigus ou chroniques chez les organismes aquatiques, puisque le seuil des RCC n’est pas dépassé. Il convient de noter que des limites de RCC n’ont pas été établies pour d’autres modes d’action, comme la toxicité des diesters. La présence d’une narcose de base est donc supposée en ce qui concerne les phtalates pour lesquels des RT ont été calculés. Il est du reste reconnu que des limites de RCC quelque peu inférieures peuvent être associées à d’autres MA, ce qui fait que la désignation du mode d’action d’une narcose de base pourrait ne pas tenir compte du caractère possiblement toxique de la substance, surtout dans un contexte d’exposition chronique. Néanmoins, on peut s’attendre à un chevauchement des RCC induisant une narcose et la toxicité des diesters. Il s’ensuit que les RCC induisant une narcose sont considérés comme une mesure pertinente à utiliser à l’égard des phtalates.

8.1.1.1 Concentration estimée sans effet dans le milieu aquatique

Lorsque les données expérimentales n’étaient pas disponibles, des données de modélisation et des données sur des substances analogues ont servi à la sélection des valeurs critiques de toxicité des phtalates à chaînes courte et moyenne (résultats résumés Environnement Canada et Santé Canada, 2015a, b). Après division par le facteur d’évaluation pertinent, nous avons établi que la concentration estimée sans effet (CESE) se situait entre 0,00007 mg/l (DEHP) et 0,19 mg/l (DIBP). Le tableau 8-3 ci-dessous présente les valeurs critiques de toxicité (VCT) retenues pour chaque phtalate, les facteurs d’évaluation (FE) et les CESE calculées (VCT/FE). Les valeurs de RT jusqu’aux RCC ont fait l’objet de comparaisons s’il n’était pas possible d’en déduire des CESE. Les CESE pour les autres phtalates qui ne sont pas évalués, se situaient entre 0,003 mg/l et 0,33 mg/l et figurent dans ECCC (2018).

Tableau 8-3. Valeurs de la toxicité critique et de la CESE des phtalates en milieu aquatique
Substance (CAS RN) VCT (mg/l) Espèces; Niveau de l’effet Référence FEa CESE (mg/l) [converti en mmol/lb]
DMP (131-11-3) 0,01 Ormeau; 1 h CMEO (taux de fertilisation et succès de la ponte) Zhou et coll, 2011 b 10 0,001  [5,1 × 10-6]
DIBP (84-69-5) 0,56 Daphnie 21d CSEO ECHA c2007–2014a 3 0,19 [6,8 × 10-4]
CHIBP (5334-09-8) 0,018c Tête-de-boule CMEO sur 126 j (aug. de la spermatogénie) Présentation d’étude. 2014b; CE 2009 3  0,006 [2,0 × 10-5]
BCHP (84-64-0) 0,018c Tête-de-boule CMEO sur 126 j (aug. de la spermatogénie) Présentation d’étude. 2014b; EC 2009 3  0,006 [2,0 × 10-5]
DCHP (84-61-7) 0,181 Daphnie 21d CSEO (perte de mobilité) ECHA c2007–2014 b 3 0,06 [1,8 × 10-4]
DBzP (523-31-9) 0,08 Tête-de-boule CL50 96 h Geiger et coll, 1985 30 0,003 [8,6 × 10-6]
B79P (68515-40-2) Aucun effet observé sous les limites de solubilité CESE non calculée; RT dans le poisson établi à 0,03 mmol/kg
DMCHP (27987-25-3) 0,181 Algue verte 72h CE50 (accroissement de la biomasse) ECHA c2007-2014b 3 0,06 [1,7 × 10-4]
DIHepP (71888-89-6) Aucun effet observé sous les limites de solubilité CESE non calculée; RT dans le poisson établi à 5,39×10-3 mmol/kg
BIOP (27215-22-1) 0,032 Algue verte 96h CE60 ECOSAR v1, 0 10 0,0032 [8,7 × 10-6]
DEHP (117-81-7) 0,0002d Poisson-zèbre; 21d CE90 (production d’embryons réduite) Corradetti et coll, 2013 3 0,00007 [1,7 × 10-7]
DINP (68515-48-0 / 28553-12-0) Aucun effet observé sous les limites de solubilité CESE non calculée; RT dans le poisson établi à 2,6×10-4 mmol/kg
B84P (16883-83-3) Aucun effet observé sous les limites de solubilité CESE non calculée; RT dans le poisson établi à 0,1 mmol/kg
DIDP (26761-40-0 / 68515-49-1) Aucun effet observé sous les limites de solubilité CESE non calculée; RT dans le poisson établi à 1,5×10-5 mmol/kg
DUP (3648-20-2) Aucun effet observé sous les limites de solubilité CESE non calculée; RT dans le poisson établi à 5,8×10-8 mmol/kg

Abréviations : FE = facteur d’évaluation; RT = résidus dans les tissus; VCT = valeur critique de toxicité; j, jour; CE = concentration entraînant un effet; h = heure; CMEO, concentration minimale entraînant un effet néfaste observé; CESE = concentration estimée sans effet; CSEO = concentration sans effet observé; ‒ = sans objet.
a
Un facteur d’évaluation pondéré de 3 à 30 a été appliqué aux valeurs critiques de toxicité, compte tenu de la période d’exposition (aiguë ou chronique), du degré de fiabilité global de l’ensemble de données disponibles (compte tenu de facteurs comme la variété et la vulnérabilité des espèces étudiées, la qualité et la quantité des résultats finaux), et de l’extrapolation pour d’autres espèces et sous-espèces, des effets à court et à long terme, et des effets importants et peu importants.
b
Pour faciliter la comparaison des valeurs de CESE et des RT calculés, les valeurs en mg/l ont été converties en mmol/l (division de la CESE de la substance par sa masse moléculaire).
c
Cette VCT se fonde sur les données concernant le BBP; pour la justification de la lecture croisée, voir Environnement Canada et Santé Canada (2015b).
d
Carnevali et coll. (2010) ont signalé une valeur de toxicité plus faible du DEHP, relativement à la fécondité réduite chez le poisson-zèbre, mais ce résultat n’a pas été retenu comme VCT étant donné l’absence d’analyse statistique pertinente.

8.1.2 Toxicité pour les organismes vivant dans les sédiments

Il y a très peu de données sur la toxicité des phtalates dans les sédiments. Les données sur le phtalate à chaîne courte DEP indiquent une faible toxicité. Les données sur les phtalates à chaîne moyenne DBP et DEHP font état d’une faible toxicité (Call et coll., 2001b; Brown et coll., 1996). Des chercheurs ont toutefois trouvé que le BBP était très toxique pour les organismes vivant dans les sédiments (dans des études d’exposition dans l’eau (Call et coll., 2001a). Dans le cas des phtalates à chaîne moyenne dont il est possible de calculer la CESE dans les sédiments, la valeur de référence se situait entre 14,8 mg/kg p.s. pour le DCHP et 97,8 mg/kg p.s., pour le DMCHP, respectivement. Ces valeurs se situaient bien en deçà des valeurs établies de saturation maximale dans les sédiments (la saturation maximale étant alors calculée au moyen de la limite de solubilité dans l’eau de la substance, et un coefficient de partage carbone organique-eau [Koc], et d’une valeur par défaut de 0,04 de concentration moyenne en CO pour des sédiments canadiens). Des calculs ont été réalisés pour déterminer les résidus dans les tissus, dans le cas des phtalates à chaîne moyenne, dans une situation où les données sur les effets se situaient au-delà de la limite de solubilité dans l’eau ou n’étaient pas disponibles. La valeur la plus élevée de résidus dans les tissus des organismes vivant dans les sédiments était de 0,05 mmol/kg pour le DIHepP, ce qui indique que la concentration intrinsèque des phtalates à chaîne moyenne a peu de chance d’atteindre une teneur susceptible d’entraîner des effets létaux aigus ou chroniques. Dans les études de la toxicité des phtalates à chaîne longue dans les sédiments, aucun effet néfaste n’a été observé à la plus grande concentration mise à l’essai, et ce, même pour une concentration qui dépassait la limite de saturation maximale de la substance dans les conditions d’étude. Ainsi, pour ce qui est du DIDP, aucun effet négatif n’a été observé à la concentration la plus élevée dans les essais sur les sédiments. Les résidus dans les tissus calculés pour le DIDP se situaient à 0,008 mmol/kg, ce qui est sous le seuil susceptible de provoquer une toxicité aiguë ou chronique par narcose.

8.1.3 Toxicité chez les organismes vivant dans le sol

Il existe peu d’études sur la toxicité dans le sol des phtalates à chaîne courte (par exemple, le DMP) et des phtalates à chaîne moyenne (par exemple, le BBP), ce qui indique que ces phtalates ne présentent pas une grande toxicité pour les organismes vivant dans le sol (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a, b; ECCC 2018). En ce qui concerne les phtalates à chaîne longue, les analyses des RCC de DINP et de DIDP indiquaient que, jusqu’au point de saturation du sol, il est peu probable que la concentration intrinsèque de ces substances atteigne une teneur susceptible d’entraîner des effets néfastes (résultats résumés dans Environnement Canada et Santé Canada, 2015c, d).

8.1.4 Toxicité pour la faune

L’exposition de la faune aux phtalates à chaîne courte par l’inhalation a été évaluée, car ces substances présentent une période de persistance dans l’atmosphère relativement longue (résultats résumés dans Environnement Canada et Santé Canada, 2015e). Une étude d’inhalation chez des rats exposés au DEP (SCCNFP, 2002) a permis de calculer une CESE de 49 mg/m³.

La toxicité des phtalates pour la faune, par l’exposition dans la chaîne alimentaire n’a pas fait l’objet d’une évaluation quantitative. Nous n’avons retrouvé aucune étude sur l’empoisonnement secondaire de la faune dans les publications spécialisées. Par ailleurs, comme nous le mentionnions plus haut dans le présent rapport, les phtalates subissent une biotransformation rapide chez les vertébrés et ces substances présentent de faibles possibilités de bioaccumulation et de bioamplification. Il s’ensuit que l’exposition par la chaîne alimentaire ne devrait pas constituer un problème.

8.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

Les phtalates ont fait l’objet de mesures dans tous les milieux comme l’air, l’eau, les sédiments et les sols, ainsi que le biote au Canada et ailleurs dans le monde. Les concentrations mesurées pour le groupe de substances des phtalates sont présentées dans les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a-d). Les concentrations mesurées pour d’autres phtalates dans les milieux environnementaux canadiens, ainsi que de nouvelles données canadiennes pour le groupe des phtalates, sont résumées dans ECCC (2018).

Pelletier et coll. (2016) ont signalé des concentrations de 12 phtalates dans des échantillons de sédiments de surface, de carottes de sédiments et de sédiments en suspension prélevés au Canada atlantique, au Québec, en Ontario et en Colombie-Britannique entre 2013 et 2015. Des échantillons ont été analysés pour cinq phtalates de ce Groupe des substances (DMP, DIBP, DCHP, DBzP et DINP) et sept des phtalates supplémentaires (DEP, DPrP, DBP, BBP, DnHP, DEHP et DnOP). Le DPrP n’a été décelé dans aucun des 208 échantillons prélevés (limite de détection de 0,2 ng/g p.s.), alors que le DCHP n’a été décelé que dans trois échantillons de sédiments de surface en Ontario (intervalle de concentration de 6,3 à 20 ng/g p.s., limite de détection de 0,9 ng/g p.s.), et le DnHP était présent dans trois échantillons de sédiments de surface (Ontario et Colombie-Britannique) et un échantillon de sédiments en suspension (Québec) à des concentrations de 4,8 à 11 ng/g p.s. (limite de détection de 0,3 à 5 ng/g p.s.). Les concentrations les plus élevées ont été mesurées pour le DEHP, qui était aussi le seul phtalate à avoir été détecté dans les 208 échantillons. Les concentrations maximales signalées pour le DEHP étaient de 8 900 (sédiments de surface en Ontario), 12 000 (sédiments de surface en Colombie-Britannique) et 6 000 ng/g p.s. (sédiments en suspension au Québec, limite de détection de 1,0 ng/g p.s.). Les données relatives aux 12 phtalates figurent dans ECCC (2018).

De faibles concentrations de DIBP, de DEP et de DBP ont été mesurées dans 5 des 100 échantillons de touladi, Salvelinus namaycush, prélevés en 2014 au Yukon et en Ontario (McGoldrick et coll., 2016). Les tissus de poisson ont été analysés pour quatre phtalates du groupe de ces substances (DMP, DIBP, DCHP et DBzP) et six phtalates supplémentaires (DEP, DBP, BBP, DnHP, DEHP et DnOP). Des concentrations de 2,9 et 4,4 ng/g p.h., 10,4 et 25,3 ng/g p.h. et 39,1 ng/g p.h. ont été mesurées respectivement pour le DIBP, le DEP et le DBP. Dans la même étude, on a analysé des tissus de doré jaune, Sander vitreous, prélevés en 2014 dans des sites au Québec, en Ontario et au Manitoba. Les concentrations dans les 20 échantillons étaient inférieures aux limites de détection pour tous les phtalates (la plage des limites de détection était de 13 à 112 ng/g p.h. pour les deux espèces). Les données de l’étude sont présentées dans ECCC (2018).

L’information sur les concentrations de phtalates dans les eaux usées du Canada a été recueillie lors d’une campagne de prélèvements réalisée entre 2014 et 2017 en vertu du Programme de suivi et de surveillance d’ECCC. On a prélevé aux fins d’analyse des échantillons d’affluents et d’effluents dans des systèmes de traitement des eaux usées appartenant à cinq installations industrielles qui fabriquent ou utilisent des phtalates, ainsi que des échantillons d’affluent et d’effluent des systèmes de traitement des eaux usées (STEU)Note de bas de page 5  hors site, mais vers lesquels des installations industrielles dirigent leurs effluents. En plus de ces 5 sites industriels et des STEU connexes, les affluents et les effluents de 21 autres STEU ont été échantillonnés et analysés, portant à 31 le nombre total de STEU échantillonnées au cours de cette période de quatre ans (communication personnelle; données de surveillance environnementale non publiées, reçues en 2015 et 2018 par la Division des évaluations écologiques d’ECCC, de la Division de la recherche sur les contaminants aquatiques d’ECCC, sans référence). Les concentrations prévues dans l’environnement (CPE) dans les eaux réceptrices près du point de rejet des STEU proviennent des données sur les effluents des STEU hors site, tandis que les données sur les effluents des STEU industrielles sur place ont servi à déterminer les sources potentielles de phtalates, ainsi que les taux d’émission pour des types semblables de stations non surveillées par le programme de suivi et de surveillance. Les limites de détection variaient de 0,002 µg/l à 21 μg/l pour les phtalates individuels. L’efficacité d’élimination des STEU industrielles, avec traitement sur place, était supérieure à 50 %, la moitié présentant un taux d’élimination supérieur à 90 %, et le taux d’élimination le plus faible était inférieur à 6 %. Les taux d’efficacité d’élimination des phtalates aux STEU hors site allaient de 10 à 99 %, et 75 % d’entre elles avaient un taux d’efficacité d’élimination supérieur à 50 %.

Le calcul de la CPE pour les eaux de surface a fait appel à l’équation que voici :

CPE=  Ceff/FD

CPE : la concentration aquatique dans le plan d’eau récepteur en µg/l

Ceff : la concentration de phtalate dans l’effluent du STEU en µg/l

FD : le facteur de dilution des eaux réceptrices (rapport du débit des effluents de la STEU sur le débit des eaux réceptrices), il est sans dimension.

Dans le cadre de l’approche en fonction du quotient de risqueNote de bas de page 6 , le calcul du facteur de dilution (FD) est fondé sur le 10e centile le plus bas du débit du plan d’eau récepteur. Ce 10e centile représente le débit le plus faible au cours d’une période de 30 jours, soit la durée typique d’une étude de toxicologie. Nous supposerons que ces trente jours de débit faible sont consécutifs et devraient survenir en été. La concentration résultante dans le milieu est ensuite directement comparée à la concentration entraînant des effets. De plus, pour estimer la concentration de phtalates près du point de rejet (près du terrain), le FD a été limité à 10.

Le FD utilisé dans l’approche cumulativeNote de bas de page 7  a été calculé à l’aide du 50e centile du débit du plan d’eau récepteur, afin de tenir compte de la longue période nécessaire à l’accumulation des phtalates dans les tissus d’un organisme. En effet, cette mesure semble mieux illustrer la concentration moyenne dans l’environnement qui serait susceptible de donner lieu à une accumulation de substance dans les tissus. L’emploi de cette période moyenne plus longue est également jugé plus pertinent pour rendre compte des effets cumulatifs, car les concentrations les plus élevées de phtalates (une variable utilisée dans l’approche cumulative) surviennent dans des moments et des lieux différents. On ne prévoit pas de rejets rapides de grandes quantités de phtalates. Pour ce qui est de l’approche cumulative, nous n’avons pas fixé de limite au FD, puisque cette approche n’est pas circonscrite à la zone du rejet (champ proche).

La CPE pour les utilisateurs et les fabricants industriels de phtalates qui n’ont pas été visés par la campagne d’échantillonnage a été calculée à l’aide de facteurs d’émission obtenus à d’autres sites industriels semblables et pour lesquels on disposait de données de surveillance. Nous avons aussi estimé le taux d’élimination des substances par les STEU sur place ou hors site qui n’avaient pas été échantillonnés, et ce, à partir des données de surveillance d’autres STEU dont le procédé de traitement des eaux est similaire. Dans ces cas précis, la CPE a été calculée à l’aide de l’équation que voici :

CPE=(Q × C × E × (1-El))/(N × D × FD)

CPE : la concentration prévue dans l’environnement aquatique du plan d’eau récepteur en µg/l,

Q : la quantité annuelle totale d’une substance fabriquée ou utilisée sur un site industriel en kg/an/site,

C : le facteur de conversion des kg en µg, soit 1 × 109 µg/kg,

E : la fraction du facteur d’émission,

El : la fraction du taux d’élimination d’un STEU,

N : le nombre de journées où se produit un rejet par année, en jour/an

D : le débit de l’effluent en L/j,

FD : le facteur de dilution des eaux réceptrices (rapport du débit des effluents du STEU sur le débit des eaux réceptrices), il est sans dimension.

Dans le cadre de l’approche utilisant le quotient de risque4, nous avons utilisé le 10e centile du débit du plan d’eau récepteur pour calculer le facteur de dilution (FD). Ce dernier a été limité à 10 pour estimer la concentration de phtalates près du point de rejet (champ proche). Vu la période plus grande requise pour que les phtalates s’accumulent dans les tissus d’un organisme, le  pour l’approche cumulative4 a été calculé en retenant le 50e centile du débit du plan d’eau récepteur. En outre, le  n’a été assujetti à aucune limite, puisque l’approche cumulative n’est pas circonscrite à la zone du rejet (champ proche).

Le tableau 8-4 énumère les plages de valeurs de  en champ proche établies à partir des données de surveillance et de la modélisation mentionnées ci-dessus. Cette méthode a permis d’établir environ 1 500 CPE. Parmi la quantité de substances fabriquées ou utilisées qui ont figuré dans l’enquête réalisée en 2012 en vertu de l’article 71, 95 % ont été pris en compte dans les données de surveillance et de modélisation recueillies. Le 5 % restant concerne une utilisation de faible volume et des usages qui ne devraient pas entraîner de grands rejets dans le milieu aquatique. Les 4 substances qui avaient la CPE la plus élevée étaient le DIDP (11,5 µg/l), le DINP (3,4 µg/l), le DEP (2,9 µg/l) et le DCHP (2,8 µg/l).

Tableau 8-4. Concentrations de phtalates prévues dans l’environnement en champ proche
Substance (no CAS) Plages de valeurs de la CPE
(µg/l)
Limites inférieure et supérieure de détection
(µg/l)
Fréquence de détection dans les affluents de STEUb Fréquence de détection dans les effluents de STEUb
DMP (131‑11‑3) 5,0 × 10-4–0,40 1,0 × 10-2–0,71 140 / 302 107 / 301
DEP (84‑66‑2) ND–2,9 0,00–3,1 232 / 302 119 / 301
DPrP (131‑16‑8) 8,0 × 10-4–0,05 0,00–0,09 86 / 302 65 / 301
DIBP (84‑69‑5) 3,6 × 10-3–1,09 0,07–2,2 150 / 302 91 / 301
DBP (84‑74‑2) 0,02–0,86 0,42–3,4 137 / 302 120 / 301
CHIBP (5334‑09‑8) NA NA 0 / 0 0 / 0
BCHP (84‑64‑0) ND–0,15 7,0 × 10-3–0,44 95 / 302 50 / 301
BBP (85‑68‑7) ND–2,0 0,00–3,4 87 / 302 57 / 301
DCHP (84‑61‑7) 5,0 × 10-4–2,8 0,00–5,5 69 / 302 18 / 301
DnHP (84‑75‑3) ND–0,01 2,0 × 10-3–0,01 49 / 167 53 / 167
DBzP (523‑31‑9) 1,0 × 10-4 –0,02 3,0 × 10-3–0,01 106 / 302 53 / 301
B79P (68515‑40‑2) ND–0,44 0,88 145 / 277 30 / 283
DMCHP (27987‑25‑3) ND–0,02 0,00–0,01 129 / 302 81 / 301
DIHepP (71888‑89‑6) 4,0 × 10-4 –0,40 0,01–0,20 148 / 167 54 / 167
79P (111381‑89‑6) ND–0,03a NA 0 / 0 0 / 0
BIOP (27215‑22‑1) 1,0 × 10-4–0,01 0,00– 0,01 118 / 302 61 / 301
DIOP (27554‑26‑3) ND–0,96 0,00–2,3 14 / 167 9 / 167
DEHP (117‑81‑7) 3,2 × 10-3–1,63 1,3–13 209 / 311 51 / 310
DINP 68515‑48‑0 / 28553‑12‑0) ND–3,4a 0,33–2,8 166 / 167 46 / 167
B84P (16883‑83‑3) ND–1,0 0,02–2,5 74 / 167 29 / 167
610P (68648‑93‑1) 0,50a–1,1a NA 0 / 0 0 / 0
DnOP (117‑84‑0) 1,0 × 10-3–0,36 0,02–0,39 110 / 167 34 / 167
D911P (68515‑43‑5) 0,16a–1,1a NA 0 / 0 0 / 0
D911P‑2 (111381‑91‑0) 2,0 × 10-3a NA 0 / 0 0 / 0
DIDP (26761‑40‑0 / 68515‑49‑1) ND–11,5 0,14–21 157 / 167 100 / 167
DIUP (85507‑79‑5) ND–0,04a 0,00–0,12 159 / 167 35 / 167
DTDP (68515‑47‑9) ND–4,2 × 10-3 0,00–4,0 × 10-3 142 / 167 64 / 167
DUP (3648‑20‑2) ND –0,09 0,00–0,10 157 / 167 43 / 167

Abréviations : ND = non détecté; NA = non analysé; CPE = concentration prévue dans l’environnement; STEU = système de traitement des eaux usées
a
CPE modélisée, à partir de facteurs d’émission industriels et selon les quantités déclarées en vertu de l’article 71.
b
Nombre d’échantillons dans lesquels il y a eu une détection de phtalate, divisé par le nombre total d’échantillons.

Une analyse des lieux pour lesquels on disposait de données de surveillance industrielle et municipale porte à croire que la charge de phtalate en provenance des fabricants ou d’utilisateurs industriels connus correspondait à moins de 10 % de la charge totale de phtalate dans les affluents de STEU hors site. Cela laisse entendre qu’une bonne partie des phtalates dont la présence a été relevée dans des STEU hors site peut provenir d’autres sources, comme les eaux usées résidentielles ou commerciales, des sources industrielles non répertoriées en vertu des exigences de déclaration au cours d’une enquête réalisée conformément à l’article 71, ou du lixiviat d’une décharge. Plusieurs phtalates ont été mesurés à de faibles concentrations dans des échantillons de lixiviat prélevés dans quatre sites d’enfouissement en 2017, et ces phtalates étaient également présents dans les influents des STEU recevant ce lixiviat. Bien que le nombre de phtalates et les concentrations globales variaient grandement d’une STEU à l’autre, en général le DEP, le DBP, le BBP, le DIBP et le DEHP ont été détectés le plus fréquemment et à des concentrations relativement plus élevées tant dans les influents des STEU que dans les échantillons de lixiviat. Il y a lieu de noter que la solubilité des substances dans un environnement réel est souvent différente de celle qui est mesurée en laboratoire et dépend de plusieurs facteurs, notamment des propriétés physico-chimiques du milieu et la présence de substances solubilisatrices, comme les acides humiques, dans l’eau. Une concentration mesurée dans l’environnement était jugée acceptable si elle se situait à l’intérieur d’un facteur de 10 de la valeur mesurée en laboratoire, ce qui était le cas pour tous les phtalates mesurés dans les échantillons des STEU, sauf trois. Pour les trois phtalates les plus gros et les moins solubles (DIUP, DTDP et DUP), les concentrations mesurées ou modélisées dépassaient certaines estimations modélisées de la solubilité dans l’eau, mais se situaient à l’intérieur d’un facteur de 10 pour les autres estimations. Les CPE pour ces phtalates ont été jugées appropriées aux fins de déclaration dans le cadre de l’évaluation, car elles se situaient dans la plage de solubilité extrêmement faible prévue pour ces substances.

8.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

8.3.1 Considérations générales

Le rejet de phtalates survient dans le cadre de diverses activités industrielles et de manière constante par l’utilisation de produits et d’articles de consommation grand public qui contiennent des phtalates, le rejet dans l’environnement se produisant principalement dans l’eau, par l’entremise des systèmes de traitement des eaux usées hors des sites de leur production. Les phtalates ne sont pas liés chimiquement à une matrice de polymère et peuvent donc migrer lentement jusqu’à la surface de polymère et possiblement pénétrer dans l’environnement. Les phtalates subiront une biodégradation rapide et ces substances ne devraient pas persister dans l’environnement. En milieu anaérobique, la dégradation peut être un peu plus lente, ce qui prolongera la durée d’exposition des organismes à ces substances. À la lumière de l’information sur les rejets et la distribution prévue dans l’environnement, les organismes aquatiques et endogés à proximité du lieu de rejet pourraient être les plus exposés. La concentration de phtalate devrait diminuer en fonction l’éloignement du point de rejet. Morin (2003) a toutefois trouvé un risque de transport atmosphérique sur de grandes distances du phtalate à chaîne courte DMP. Ruzicková et coll. (2016) ont également trouvé des preuves d’un transport de phtalates sur des particules fines dans l’atmosphère.

On estime que le milieu aquatique est le principal milieu récepteur de l’environnement pour l’ensemble des phtalates. Les rejets dans le milieu aquatique sont constants et on a même retrouvé dans l’eau des phtalates à chaîne longue qui sont fortement hydrophobes). La répartition des phtalates dans les milieux environnementaux dépend principalement du milieu dans lequel ils sont initialement rejetés, de leur hydrosolubilité et de leur coefficient de partage. On s’attend à ce que les phtalates à chaîne courte et certains phtalates à chaîne moyenne persisteront dans l’eau, et que les phtalates à chaîne longue et certains autres phtalates à chaîne moyenne se partitionneront dans les sédiments et d’absorberont sur des particules. Les données disponibles sur la toxicologie pour les organismes vivant dans le sol et les sédiments indiquent qu’il ne devrait probablement pas y avoir d’effets à une concentration qui aurait une incidence sur l’environnement. En ce qui concerne les phtalates à chaîne longue et certains des phtalates à chaîne moyenne plus grande (DIHepP, B84P), aucune toxicité n’a été observée sous les seuils de solubilité dans l’eau ou de saturation du sol ou des sédiments, ou des deux. Cette évaluation portera donc principalement sur les organismes aquatiques chez lesquels des effets néfastes induits par une exposition aux phtalates ont été observés. Les effets aigus des phtalates à chaînes courte et moyenne sur les organismes aquatiques peuvent être de graves (CL50 de 0,08 mg/l) à modérés (CL50 de 10 mg/l).

8.3.2 Évaluation des risques cumulatifs pour les phtalates du Groupe des substances et les phtalates supplémentaires

Lorsque des produits chimiques similaires ont des effets combinés sur les organismes, par un mode d’action commun, il est pertinent d’évaluer les risques découlant d’une exposition cumulative, plutôt que de considérer séparément les risques liés à chaque substance. Pour déterminer s’il y a lieu de réaliser une ERC, le facteur le plus important à retenir est la présence simultanée de substances dans un milieu environnemental ou plusieurs milieux environnementaux. Dans le cas des phtalates, plusieurs sources de données suggèrent la présence possible de la présence de différents phtalates dans l’environnement, découlant notamment de leur utilisation, leur rejet, leurs processus de dégradation, et leur présence dans l’effluent d’un STEU. Le choix de la méthode d’ERC dépend de l’existence d’un mode d’action (MA) commun aux substances. Il existe suffisamment de preuves que l’exposition de courte durée à chacun des phtalates se traduit par une narcose et qu’ainsi on peut examiner ces substances ensemble dans le cadre d’une ERC par ajout de concentration (AC).

Le choix de la méthode d’ERC dépend du genre de données disponibles pour permettre la caractérisation de l’effet et de la concentration d’exposition de chaque substance. La méthode de la somme des unités toxiques internes a été retenue parmi les diverses méthodes d’AC offertes. Cette approche repose sur la somme des unités toxiques internes dans l’organisme (c’est-à-dire la concentration d’une substance dans les tissus), plutôt que sur les concentrations des substances dans un milieu externe (comme l’eau). Cette façon de procéder se nomme également approche fondée sur les résidus corporels critiques (RCC).

Le somme des unités toxiques internes (UTIm) pour un groupe de substances s’effectue à l’aide de la formule ci-dessous. Pour cette ERC, on estime l’unité toxique interne de chaque substance comme le produit de sa concentration prévue dans l’eau, , par son facteur de bioaccumulation, , divisé par le produit des résidus corporels critiques, , associés au caractère létal chronique chez les organismes aquatiques (0,2 mmol/kg pour la narcose; McCarty et Mackay 1993) par la masse moléculaire de la substance, , le tout multiplié par un facteur d’évaluation, . Nous avons retenu un facteur d’évaluation de 5, car les  se fondent sur le caractère létal de la substance. Il s’ensuit que le facteur d’évaluation doit permettre d’extrapoler des effets létaux moyens pour rendre compte d’effets sublétaux faibles ou inexistants. Un facteur plus grand n’était pas jugé nécessaire, puisque les  s’appliquent de prime abord une exposition chronique à une substance (de longue durée)

UTI mix = i = 1 n CPE i × FBA i RCC i × MM i × FE

Veuillez consulter Environnement Canada et Santé Canada (2015e) pour trouver plus de précisions sur les méthodes d’évaluation des risques cumulatifs, y compris la méthode de la Somme des unités toxiques internes (UTI).

Le calcul de l’ERC englobe les 28 phtalates, soit les 14 substances du groupe des substances de phtalates et les 14 autres phtalates. Même si aucun effet n’a généralement été observé pour ce qui est des phtalates à chaîne longue, analysés individuellement en fonction de leur limite de solubilité dans l’eau, il s’agit de substances les plus vendues dans le commerce au Canada et les données de surveillance indiquent que certains de ces produits sont présents en grande concentration dans les effluents des eaux usées. L’approche retenue (méthode UTI) fait en sorte qu’il est possible que ces substances continuent de contribuer aux effets cumulatifs létaux dus à la narcose. Mayer et Reichenberg (2006) soutiennent cette approche et ils ont établi que les substances très hydrophobes qui n’induisent pas directement d’effets de narcose pourraient néanmoins contribuer à la toxicité de mélanges chimiques complexes.

Pour le calcul des UTI, nous avons retenu la CPE la plus élevée déterminée pour chaque phtalate, ce qui permet de formuler l’hypothèse prudente voulant que les plus grandes concentrations de tous les phtalates puissent être présentes simultanément en un lieu. La valeur de  utilisée (au dénominateur) était de 0,2 mmol/kg en ce qui concerne une exposition létale chronique (McCarty et Mackay, 1993). Les résultats des calculs d’UTI figurent au tableau B‑1 de l’annexe B. Avant la prise en compte d’un facteur d’évaluation, la somme des unités toxiques internes pour les 28 phtalates est de 0,035. L’UTI la plus élevée dans le mélange est pour le BBP (0,099). Onze phtalates — les BBP, DIOP, D911P, DCHP, DINP, DIDP, DIBP, DEHP, DBP, DEP et DIHepP — contribuent pour environ 95 % aux risques cumulatifs de narcose (figure B‑1 de l’annexe B).

Si on applique un  à la somme des , le mélange final a un  Ce résultat indique l’existence d’un faible risque d’effets induits par le mélange. Un examen de l’apport des divers phtalates à la toxicité du mélange indique qu’une substance en particulier, le BBP, contribue largement à la toxicité globale (voir l’annexe B1).

En plus de déterminer la valeur UTImélange finale d’après la CPE la plus élevée pour chaque phtalate, une valeur UTImélange a également été calculée sur la base de la CPE médiane pour chaque phtalate. Cela a été fait pour donner une indication du risque relatif dans des conditions plus réalistes ou typiques. Les résultats de ces calculs sont également présentés à l’annexe B (tableau B-2). Une valeur UTImélange de 0,006 a également été calculée d’après les CPE médianes.

8.3.3 Calcul du quotient des risques individuels et prise en compte des effets sur le système endocrinien

Les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a-d) contiennent des analyses du quotient de risque (QR) dans le milieu aquatique pour les phtalates à chaîne courte et certains phtalates à chaîne moyenne. En ce qui concerne les autres phtalates à chaîne moyenne et à chaîne longue, leur faible hydrosolubilité et leur fort caractère hydrophobe laissent à penser que l’exposition des organismes par voie alimentaire sera prédominante, plutôt que l’exposition au milieu ambiant. C’est pourquoi on a calculé les résidus dans les tissus sur la base des facteurs de bioaccumulation et de la solubilité dans l’eau, que l’on a comparés avec les résidus corporels critiques (RCC) causant une narcose, afin d’estimer la possibilité que la concentration d’une substance atteigne une valeur suffisamment élevée pour produire des effets associés à la narcose de référence. Pour aucune des substances du groupe de substances des phtalates, on n’a obtenu des QR ou des RCC individuels pointant vers un risque de dommage aux organismes aquatiques, causé par la narcose. À noter que les RCC établis étaient prudents, car le calcul se fondait sur la limite maximale de solubilité dans l’eau de chaque substance, et une biodisponibilité totale était présumée; les RCC seraient encore plus bas, si l’on avait utilisé la concentration réelle dans l’environnement plutôt que les limites de solubilité dans l’eau.

L’approche des UTI utilisée dans le cadre de cette évaluation fait appel aux RCC létaux établis à partir des données sur les produits chimiques induisant une narcose. Toutefois, des effets issus de modes d’action précis, comme une activité endocrinienne, pourraient se manifester à un niveau d’exposition inférieur à celui provoquant la narcose. Par conséquent, en plus des ERC basées sur la narcose, les quotients de risque (QR) pour chaque phtalate du groupe ont été calculés, en utilisant les valeurs CESE et CPE déterminées dans les tableaux 8-3 et 8-4, respectivement (tableau 8-5), en plus d’évaluer les risques cumulatifs, les chercheurs ont aussi calculé un quotient des risques (QR) à l’aide des VCT fondés sur les effets endocriniens. Bien que les rapports ECS présentent les QR pour le groupe des phtalates, nous les avons calculés de nouveau pour les besoins de cette évaluation en retenant les plus récentes valeurs de CESE et de CPE, qui figurent aux tableaux 8-3 et 8-4. Les résultats de l’analyse des QR sont présentés au tableau 8-5. L’analyse a pris en compte les valeurs médianes et maximales des CPE, les CPE maximales représentant les conditions d’exposition les plus défavorables et les valeurs médianes des CPE indiquant l’exposition dans des conditions environnementales plus réalistes ou typiques. Les CPE maximales allaient de 0,01 à 11,5 µg/l, tandis que les CPE médianes allaient de 0,0005 à 0,199 µg/l. Les QR correspondants étaient de 2,5 × 10-4 à 23,3 pour les concentrations d’exposition maximales, tandis que des QR beaucoup plus faibles de 8,3 × 10-6 à 2,84 ont été calculés pour les valeurs d’exposition médianes.

Les QR étaient inférieurs à 1 pour les 14 phtalates du Groupe des substances, ce qui indique un faible risque pour les organismes aquatiques au Canada. Toutefois, le QR fondé sur une altération de la spermatogénèse et une réduction de la production d’embryons chez le poisson zèbre, calculé pour le phtalate supplémentaire (le DEHP), dépassait la valeur de 1, ce qui indique un risque potentiel. Les quotients de risque pour les 13 autres phtalates, qui ne sont pas évalués, sont présentés dans ECCC (2018) et étaient tous inférieurs à 1.

Tableau 8-5. Quotients de risque (QR) pour le groupe de substances des phtalates et le DEHP
Substance (no CAS) CPE maximale (µg/l) CPE médiane (µg/l) CESE (µg/l) QR maximal (CPE/CESE) QR médian (CPE/CESE)
DMP (131-11-3) 0,40 0,03 1,0 0,40 0,03
DIBP (84-69-5) 1,09 0,08   190 0,006 4,2 × 10-4
CHIBP (5334-09-8) non analysée non analysée 6 NC NC
BCHP (84-64-0) 0,15   0,0008 6 0,025 1,3 × 10-4
DCHP (84-61-7) 2,8 0,001 60 0,05 1,7 × 10-5
DBzP (523-31-9) 0,02   0,0006 3 0,006 2,0 × 10-4
B79P (68515-40-2) 0,44 0,044   La CESE n’a pas été calculée; le RT pour le poisson a été établi à 0,03 mmol/kg NC NC
DMCHP (27987-25-3) 0,02   0,0005 60 2,5 × 10-4 8,3 × 10-6
DIHepP (71888-89-6) 0,40   0,006 La CESE n’a pas été calculée; le RT pour le poisson a été établi à 5,39 × 10-3 mmol/kg NC NC
BIOP (27215-22-1) 0,01 0,0005 3,2 3,5× 10-3 1,6 × 10-4
DEHP (117-81-7) 1,63 0,199 0,07 23,3 2,84
DINP 68515-48-0 / 28553-12-0) 3,4   0,06 La CESE n’a pas été calculée; le RT pour le poisson a été établi à 2,6 × 10-4 mmol/kg NC NC
B84P (16883-83-3) 1,0 0,008 La CESE n’a pas été calculée; le RT pour le poisson a été établi à 0,10 mmol/kg NC NC
DIDP (26761-40-0 / 68515-49-1) 11,5 0,07 La CESE n’a pas été calculée; le RT pour le poisson a été établi à 1,5 × 10-5 mmol/kg NC NC
DUP (3648-20-2) 0,09   0,002 La CESE n’a pas été calculée; le RT pour le poisson a été établi à 5,8 × 10-8 mmol/kg NC NC

Abréviations : NC = non calculé (aucun effet néfaste n’ayant été observé sous les limites de solubilité dans l’eau); CPE = concentration prévue dans l’environnement (avec un facteur de dilution de 10 et un débit au 10e centile); CESE = concentration estimée sans effet; RT = résidus dans les tissus.

8.3.4 Examen des éléments de preuve et conclusion

Afin de caractériser le risque écologique des phtalates faisant partie du groupe de substances des phtalates, on a tenu compte des données de diverses sources (comme il est discuté dans les sections pertinentes du présent rapport), et on les a pondérées qualitativement. Les principales sources de données à l’appui de la conclusion de l’évaluation sont présentées au tableau 8-6. Le niveau de confiance fait référence à l’influence combinée de la qualité et de la variabilité des données, des lacunes dans les données, de la causalité, de la plausibilité et de toute extrapolation requise pour la source de données. La pertinence fait référence à l’impact de la source de données lorsqu’il s’agit de déterminer le potentiel qu’a la substance de causer des dommages à l’environnement au Canada. Les qualifiants utilisés dans l’analyse variaient de faibles à élevés, et le poids attribué avait cinq résultats possibles.

Tableau 8-6. Principales sources de données pondérées prises en compte pour déterminer la possibilité que les phtalates du groupe de substances des phtalates causent des dommages dans l’environnement canadien
Élément de preuve Degré d’incertitudea Pertinence pour l’évaluationb Caractère probant des donnéesc
Utilisation généralisée dans les produits, ce qui implique la possibilité de rejets et de taux d’exposition constants. Modéré Modérée Modéré
Prise en compte du milieu environnemental pertinent de distribution. Faible Modérée Modéré à élevé
Persistance globale de la substance prise en compte. Généralement non persistant, bien que le DMP puisse subsister plus de deux jours dans l’atmosphère. Faible Élevée Élevé
Les phtalates à chaîne courte comme le DMP se répandent dans l’air et peuvent y perdurer. Des données limitées de test d’inhalation sur des rongeurs suggèrent une faible toxicité. Modéré Faible Faible à modéré
La plupart des substances présentent peu de possibilités de bioaccumulation, même si certains phtalates à chaîne moyenne qui demeurent biodisponibles affichent des possibilités modérées. Faible Élevée Élevé
Les phtalates à chaîne courte et à chaîne longue présentent une faible toxicité induisant la narcose. Les phtalates à chaîne moyenne ont une toxicité modérée à élevée. Faible Élevée Élevé
Les analyses de RCC pour les phtalates à chaîne longue et certains phtalates à chaîne moyenne indiquent une teneur en résidus dans les tissus peu susceptible d’entraîner des effets néfastes par narcose. Faible Élevée Élevé
Il y a des preuves d’une métabolisation rapide et efficace chez les organismes, ainsi que de la formation de métabolites moins toxiques. Faible Élevée Élevé
Il existe de solides éléments de preuve d’effets néfastes de certaines substances sur le système endocrinien (comme le DEHP). L’analyse des données in vitro, in vivo et in silico suggère qu’un grand nombre de substances pourraient avoir une incidence sur le système endocrinien. Modéré Élevée Modéré à élevé
Empoisonnement secondaire : éventualité non envisagée, car les phtalates présentent peu de caractéristiques de persistance et de bioaccumulation. Élevé Modérée Faible à modéré
Le calcul des quotients de risque indique la présence de risque de la substance DEHP pour les organismes aquatiques. Faible Élevée Élevé
L’analyse des risques cumulatifs indique une faible possibilité de risques cumulatifs associée au mode d’action de la narcose (somme des UTI = 0,2). Une incertitude subsiste quant au facteur d’évaluation utilisé, car ce facteur n’est pas calculé précisément pour les besoins d’une ERC à l’aide des UTI. Modéré Élevée Modéré à élevé

a Le degré d’incertitude est déterminé en tenant compte de la qualité des données, de leur variabilité, des lacunes dans les données et du degré de pertinence des données.
b
La pertinence fait référence à l’incidence de la preuve dans le cadre de l’évaluation aux plans scientifique et réglementaire.
c
Le caractère probant est attribué à chaque élément de preuve en fonction directe de sa pertinence dans l’évaluation ainsi que de facteurs, telles la pertinence et la qualité des données.

Les phtalates examinés au cours de cette évaluation préalable ne sont pas persistants, bien que tous se biodégradent plus lentement si la concentration d’oxygène est faible et même si des phtalates à chaîne courte comme le DMP peuvent perdurer plus de deux jours dans l’air et se retrouver à une grande distance de leur point de rejet. Les phtalates entrent dans la fabrication d’une variété de produits de consommation, commerciaux et industriels, ce qui crée les conditions pour un rejet à grande échelle dans l’environnement canadien. Certains phtalates et tout particulièrement le DINP et les phtalates à chaîne longue DIDP et DUP sont fabriqués ou importés en grande quantité. Le rejet constant de phtalates dans l’environnement peut entraîner l’exposition permanente à ces produits de certains organismes vivant dans le milieu récepteur en champ proche. Les phtalates sont surtout rejetés dans l’air et l’eau. Même s’il est prévisible que tous les phtalates atteindront l’eau, seuls les phtalates à chaîne courte comme le DMP devraient se répandre en quantités appréciables dans l’air. Il s’ensuit que l’eau est le principal milieu récepteur préoccupant des phtalates visés par le présent document.

Les phtalates sont biodisponibles, mais, en raison de leur fort taux de biotransformation dans le biotope, ils ne présentent pas beaucoup de risque de bioaccumulation. Les phtalates à chaîne longue présentent une faible toxicité chez les organismes aquatiques, tandis que les phtalates à chaînes courte et moyenne affichent une toxicité modérée à élevée. Les phtalates subissent une métabolisation efficace, des métabolites moins toxiques étant formés et pouvant faire l’objet d’une excrétion immédiate. La narcose est un mode d’action toxicologique important des phtalates, mais d’importants éléments de preuve indiquent que certains phtalates peuvent aussi avoir un mode d’action qui induit d’autres effets. Plus particulièrement, certains phtalates peuvent avoir la possibilité de perturber le fonctionnement normal des systèmes endocriniens chez certains organismes, comme le développement gonadique. Si, d’une part, des données in vivo ne démontrent clairement la production d’effets sur le système endocrinien que pour un nombre limité de phtalates, le DEHP notamment, d’autre part, une analyse des données in vivo, in vitro et in silico suggère que de nombreux phtalates présentent des propriétés leur permettant d’avoir un effet négatif sur l’activité endocrinienne dans certaines conditions. On dispose d’une quantité appréciable de données in vivo relatives aux effets des phtalates à chaîne moyenne sur le système endocrinien et le développement de l’appareil reproducteur mâle chez les mammifères. Puisque les voies d’assimilation sont très bien conservées chez les vertébrés, on peut s’attendre que, pour un grand nombre de phtalates à chaîne moyenne sur lesquels on dispose de peu de données, des essais révéleraient des effets sur le système endocrinien d’espèces aquatiques comme les poissons.

Une analyse des quotients de risque a établi que les 14 phtalates du groupe de substances des phtalates présentent un faible risque de causer des dommages aux espèces aquatiques aux niveaux d’exposition actuels dans l’environnement canadien. Un phtalate supplémentaire, le DEHP, pourrait avoir des effets nocifs sur les populations d’organismes aquatiques au Canada aux niveaux d’exposition actuels. L’analyse des quotients de risque a pris en compte les CPE maximales et médianes afin de comparer les expositions environnementales dans le « pire scénario » à celles que l’on retrouve dans les conditions plus réalistes ou typiques. Les quotients de risque basés sur les CPE médianes étaient environ 10 à 200 fois plus faibles que ceux obtenus à partir des CPE maximales, ce qui indique que les organismes sont le plus souvent exposés à des concentrations environnementales substantiellement plus faibles que celles qui sont représentées par les CPE maximales. Le quotient de risque pour le DEHP dépassait toutefois la valeur de 1 pour la CPE maximale (QR = 23,3) et la CPE médiane (QR = 2,84). L’analyse des risques cumulatifs a également permis de déterminer un risque beaucoup plus faible pour les concentrations d’exposition médianes ou typiques dans l’environnement par rapport aux CPE maximales. La somme des unités toxiques internes, tenant compte des effets narcotiques, pour les 28 phtalates examinés dans l’ERC était de 0,2 lorsque les CPE maximales étaient utilisées, et de 0,006 lorsque les CPE médianes étaient utilisées.

Compte tenu de toutes les sources de données disponibles décrites dans la présente évaluation préalable, le risque de dommages à l’environnement associés aux 14 phtalates (DMP, DIBP, CHIBP, BCHP, DCHP, DBzP, B79P, DMCHP, DIHepP, BIOP, B84P, DINP, DIDP et DUP) du groupe de substances des phtalates est faible. Les chercheurs estiment que le phtalate supplémentaire, le DEHP, peut nuire à l’environnement au Canada et que cette substance devrait satisfaire aux critères énoncés au paragraphe 64(a) de la LCPE. En 1994, Environnement Canada et Santé Canada ont évalué le DEHP dans le cadre du Programme d’évaluation des substances d’intérêt prioritaire (PESIP). Il avait été conclu que le DEHP posait un risque à la santé humaine au Canada, mais ils n’ont pu conclure à l’existence d’un risque pour l’environnement, compte tenu du manque d’information. Or, une quantité suffisante de données a été recueillie au cours de la présente évaluation qui permet maintenant de conclure que le DEHP peut nuire à l’environnement au Canada.

Outre le DEHP, certains phtalates à chaînes courte et moyenne — les DMP, DEP, DPrP, DIBP, BCHP, DCHP, DBzP, B79P, DMCHP, BIOP, DBP, BBP, DnHP et DINP —, ainsi que le phtalate à chaîne longue DnOP, peuvent être très dangereux en raison de leurs effets possibles sur le système endocrinien. Toutefois, étant donné la détermination prudente de leur niveau d’exposition actuel, ils ne devraient pas poser de risque.

8.3.5 Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement

La nature et l’ampleur du potentiel toxique des phtalates examinés dans cette évaluation et susceptibles d’entraîner des effets sur le système endocrinien des organismes aquatiques demeurent hautement incertaines. Pour quelques phtalates, les effets sur le système endocrinien ont été étudiés de manière approfondie, mais de graves lacunes subsistent quant aux données concernant la majorité de ces substances. En outre, les études présentent des variabilités méthodologiques et ont parfois produit des résultats contradictoires. Certains phtalates à chaîne plus longue (> C7) peuvent avoir une faible activité dans le système endocrinien ou encore accroître l’activité d’autres substances actives au plan endocrinien, mais les éléments de preuve dont nous disposons ne semblent pas indiquer qu’il s’agit là d’un effet important pour ce groupe de phtalates. Par conséquent, même si une analyse des données pour établir l’existence d’activités reliées au système endocrinien (voir les tableaux 8-1 et 8-2) porte à croire qu’un grand nombre de phtalates pourraient avoir une incidence sur l’activité endocrinienne, les résultats à ce jour ne permettent pas de tirer une conclusion au sens de l’article 64 de la LCPE à l’égard de tous les phtalates évalués. Toutefois, les phtalates pour lesquels les données démontrent une activité endocrinienne feront l’objet d’une évaluation plus poussée advenant une évolution des conditions d’exposition (par exemple, si des quantités plus importantes étaient utilisées) ou si d’autres données toxicologiques étaient communiquées.

L’absence de données in vivo relativement aux effets toxiques en milieu aquatique sur le système endocrinien est une autre incertitude importante de l’évaluation. Ces données font défaut pour un grand nombre des phtalates étudiés dans le cadre de cette évaluation. Elles seraient particulièrement utiles dans le cas des phtalates à chaîne moyenne, les substances de ce sous-groupe qui présentent la plus forte toxicité en milieu aquatique et devraient être plus réactives que les phtalates à chaîne courte ou longue. Du reste, en ce qui concerne les phtalates dont les effets sur le système endocrinien ont été analysés, on dispose de peu d’analyses pour faibles concentrations qui correspondent aux conditions pertinentes dans l’environnement. La recherche se poursuit, mais, à l’heure actuelle, on ne sait pas si ces substances auraient des effets néfastes aux concentrations observées dans l’environnement.

Il y a très peu de données empiriques relatives aux effets des phtalates sur les organismes vivant dans le sol et les sédiments. Il existe également peu de mesures sur les phtalates dans le sol et les sédiments. Même si les données disponibles laissent à penser qu’il n’y ait pas lieu de se préoccuper de ces milieux environnementaux, un ensemble de données plus riche aiderait à caractériser avec plus de clarté les effets des substances sur ces milieux.

Il subsiste par ailleurs une incertitude quant à la provenance des phtalates observés dans le milieu aquatique. Pour le DEHP, la modélisation suggère que le rejet en milieu aquatique serait d’origine industrielle (fabricants d’articles en plastique, entre autres). Qui plus est, étant donné les concentrations de phtalates mesurées dans les STEU qui reçoivent des eaux usées domestiques et industrielles, dans de nombreux cas, les activités industrielles pourraient ne pas être la principale source des phtalates. Les principales sources seraient plutôt reliées aux produits de consommation et commerciaux ou au lixiviat de décharge, mais, pour l’heure, on ne peut déterminer avec précision le point d’origine de ces apports.

9. Potentiel d’effets néfastes pour la santé humaine

9.1 Évaluation de l’exposition

L’évaluation de l’exposition pour la santé humaine a été faite en utilisant des données pertinentes, dont des données de biosurveillance, des données sur la présence dans les milieux de l’environnement et les aliments et les expositions estimées dues à l’utilisation de produits disponibles pour les consommateurs. Les données de biosurveillance prises en compte pour l’évaluation de l’exposition comprennent des données tirées des cycles 1 et 2 de l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) (Santé Canada 2011b, 2013), de l’Initiative de biosurveillance des Premières Nations (IBPN) (APN 2013), de l’enquête sur Plastics and Personal Care Product Use in Pregnancy (P4) (Arbuckle et coll. 2016), de l’Étude mère‑enfant sur les composés chimiques de l'environnement [MIREC] (Arbuckle et coll. 2014), de l’Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l’environnement – Développement de l’enfant Plus (MIREC-CD Plus) (communication personnelle de la Direction des sciences de la santé environnementale et de la radioprotection (DSSERP) de SC au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes (BERSE) de SC, octobre 2013, 2014, non référencé) et  de la National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES) (CDC 2014). Depuis la publication de l’ébauche d’évaluation préalable, plusieurs métabolites de phtalates ont aussi été mesurés dans le cadre du cycle 5 de l’ECMS (Santé Canada 2019). Les absorptions journalières basées sur ces données ne devraient pas être supérieures à celles estimées à partir d’études de biosurveillance précédemment rapportées.

9.1.1 Phtalates à chaîne courte

DMP

L’estimation de l’exposition est fondée sur les données de biosurveillance humaine sur l’air intérieur, le sol, la poussière, la nourriture et les cosmétiques qui contenaient du DMP. Des données ont été publiées dans le rapport ECS sur les PCC (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a) et sont résumées ci‑dessous. Depuis la publication du rapport ESC, la présence du DMP a été analysée dans les aliments dans le cadre de l’ECAT (ECAT) de 2013, mais il n’y a pas eu d’analyse quantitative des composites alimentaires au-delà de la limite de détection de la méthode au Canada (LDM moyenne =1,13 ng/g; Cao et coll., 2015). Cette substance a toutefois été trouvée dans le poisson aux États‑Unis (Martins et coll., 2016); dans la poussière et l’air à l’intérieur des maisons aux États-Unis (Tran and Kannan 2015; Subedi et coll., 2017); dans les sols agricoles du Canada (Khosravi et Price, 2015) et dans diverses études à l’étranger. En outre, on a signalé sa présence dans l’eau minérale et l’eau gazéifiée en Chine (Yang et coll., 2017), mais non dans l’eau embouteillée en Iran (Pourzamani et coll., 2017). Par contre, ces valeurs n’ont pas changé l’estimation de l’exposition communiquée précédemment (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a).

D’après les données de biosurveillance (toutes les sources, MIREC-CD Plus) le groupe le plus exposé est celui des garçons de 2 à 3 ans, avec des absorptions médianes et au 95e percentile respectives de 0,19 et 0,66 µg/kg pc/j. Chez les ppopulations plus âgées (12 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes les sources, NHANES) est celui des des adolescents de 12 à 19 ans, avec des absorptions médianes et au 95e percentile respectives de 0,042 et 0,29 µg/kg pc/j.

Le groupe de la population qui affiche le plus haut taux d’exposition au DMP dans les milieux environnementaux et dans les aliments se composait des enfants nourris au sein et pour lesquels la tendance principale et la limite supérieure des concentrations de l’apport quotidien total étaient respectivement de 0,019 et 0,26 µg/kg pc/j.

L’absorption journalière estimée due à l’utilisation de crème contre l’érythème fessier (usage dermatologique sur les nourrissons de 0 à 6 mois) était de 2,7 µg/kg pc (scénario d’exposition la plus faible) et 8,2 µg/kg pc (scénario d’exposition la plus forte). Pour les adultes de 20 ans et plus, les absorptions dues l’utilisation de produits capillaires en aérosol et de colorants capillaires étaient respectivement de 6,6 (limite inférieure) et 20 µg/kg pc/j (limite supérieure) et de 140 (limite inférieure) et 420 µg/kg pc/événement (limite supérieure)Note de bas de page 8 .

Pour de plus amples renseignements, veuillez consulter le rapport ECS sur les PCC (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a).

9.1.2 Phtalates à chaîne moyenne et phtalates supplémentaires

Phtalates à chaîne courte

Pour de plus amples renseignements sur les 11 phtalates à chaîne moyenne traités dans cette section, veuillez consulter le rapport ECS sur les PCM et le rapport ECS sur le DINP (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; Environnement Canada et Santé Canada 2015c).

DIBP

L’estimation des taux d’exposition a été établie à partir des données de biosurveillance, et sur l’air, l’eau potable, la poussière, les aliments, les articles de plastique et les produits cosmétiques qui contiennent du DIBP. Ces données sont présentées dans le rapport ESC sur les MCP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous. Depuis la publication de l’ECS, on a analysé la concentration de DIBP dans les aliments dans le cadre de l’Étude canadienne sur l’alimentation totale (ECAT) de 2013. Le DIBP a été détecté dans 27 des 159 échantillons d’aliments composites, à une LDM de 7,25 ng/g, avec une moyenne de 8,26 ng/g pour les valeurs positives, dans une plage de concentrations comprise entre 2,41 et 39,8 ng/g (Cao et coll., 2015). Le DIBP a été signalé dans 100 % des échantillons d’air intérieur (plage : 0,035-0,67 µg/m3, médiane : 0,18 µg/m3, moyenne : 0,21 µg/m3) et de poussière intérieure (plage : 2,22-25,6 µg/g, médiane : 6,14 µg/g, moyenne : 7,25 µg/g) pour 51 maisons au Canada (Santé Canada 2017). Le DIBP a aussi été détecté dans l’air et la poussière des maisons aux É.-U. (Tran et Kannan, 2015; Subedi et coll., 2017) et par diverses études dans d’autres pays. Le DIBP a également été signalé dans certains jouets et articles de puériculture au Canada (plage : 0,003-22 %; 5 échantillons sur 27; Santé Canada 2018a), dans des jouets en Nouvelle-Zélande (Ashworth et coll., 2018), et dans des déchets résiduels domestiques en plastique au Danemark (Pvinenko et coll., 2016). On a également signalé sa présence dans des jeans, la substance s’étant ensuite propagée aux jambes chez les adultes (mesures faites à l’aide de lingettes cutanées), en Chine (Gong et coll., 2016) et dans des tissus de coton et de polyester achetés aux États-Unis (Saini et coll., 2016). Il n’a pas été décelé dans les jouets de dentition en Thaïlande (Makkliang et coll., 2017). Ces valeurs déclarées ne changent cependant pas l’estimation de l’exposition établie antérieurement (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b).

D’après les données de biosurveillance (toutes les sources, cycle 2 de l’ECMS, 2009‑2011, n = 2 547, 3-79 ans), le groupe le plus exposé est celui des garçons de 6 à 11 ans, avec des absorptions moyennes estimées de 1,5 µg/kg pc/j et des absorptions médianes et au 95e percentile respectives de 0,76 et de 5,3 µg/kg pc/j. Pour les personnes plus âgées (12 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes les sources, ECMS) est celui des femmes de 20 à 49 ans, avec une absorption moyenne de 0,56 µg/kg pc/j et des absorptions médianes et au 95e percentile respectives de 0,46 et de 1,4 µg/kg pc/j.

La sous-population la plus exposée par les milieux environnementaux et les aliments se composait d’enfants nourris au sein, dont les taux d’absorption totaux entre 1,6 et 5,9 µg/kg pc/j, calculés à partir de la tendance principale et de la limite supérieure des concentrations. Les taux d’absorption quotidiens de DIBP chez les nourrissons (0 à 18 mois) qui mâchonnent des jouets de plastique se situeraient entre 62,8 et 251 µg/kg pc/j, selon un calcul fondé sur un scénario de limites inférieure et supérieure de l’exposition. Les taux d’absorption estimatifs quotidiens pour les nourrissons, par l’exposition cutanée aux articles de plastique, étaient de 30,7 et 245,3 µg/kg pc/j, selon les hypothèses de limites inférieure et supérieure d’exposition. Pour ce qui est des adultes exposés aux articles de plastique (femmes de 20 ans et plus), les taux d’absorption estimatifs se situaient à 30,8 et 96,3 µg/kg pc/j selon les hypothèses de limites inférieure et supérieure d’exposition. Chez les adultes de 20 à 59 ans, le taux d’absorption estimatif quotidien de DIBP par l’emploi de lotions pour le corps était de 0,03 µg/kg pc/j.

DCHP

Des estimations d’exposition ont été faites en utilisant des données sur la présence de DCHP dans la poussière et les aliments. Depuis la publication de l’ECS sur les PCM, des analyses du DCHP ont été faites dans les aliments visés par l’ECAT de 2013, mais cette substance n’a été détectée que dans 1 des 159 échantillons d’aliments composites, à une concentration de 64,9 ng/g (LDM moyenne de 1,58 ng/g, Cao et coll. 2015). Ce nouvel élément d’information n’a toutefois pas modifié de manière appréciable les estimations d’exposition publiés précédemment (Environnement Canada et Santé Canada 2015b).

La sous-population la plus exposée dans les milieux environnementaux et par les aliments se composait des enfants (6 mois à 4 ans), dont le taux d’absorption quotidien total serait respectivement de 0,0018 ou 0,15 µg/kg pc/j, si l’on choisit la tendance principale ou la limite supérieure des concentrations. Pour ce qui est des personnes de 12 ans et plus, le groupe le plus exposé est celui des adolescents (12-19 ans), dont le taux d’absorption quotidien total est respectivement de < 0,001 ou 0,065 μg/kg pc/j, si l’on choisit la tendance principale ou la limite supérieure des concentrations.

Les absorptions n’ont pas été calculées à partir de données de biosurveillance, car pour la majorité des échantillons, la concentration mesurée était inférieure à la limite de détection (cycles 1 [2007-2009] et 2 [2009-2011] de l’ECMS, MIREC-CD Plus, MIREC P4).

DMCHP

Les estimations d’exposition ont été faites en utilisant des données sur la présence du DMCHP dans la poussière. Elles sont présentées dans le rapport ESC sur les PCM (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous.

La sous-population la plus exposée aux substances dans la poussière se compose des nourrissons (0 à 6 mois), dont le taux d’absorption total quotidien est respectivement de 0,0027 et de 0,054 µg/kg pc/j pour la tendance principale et la limite supérieure des concentrations. Pour la population des 12 ans et plus, l’apport journalier total est < 0,001 μg/kg pc/j.

DBzP

Les estimations d’exposition ont été faites en utilisant des données sur la présence du DBzP dans la poussière. Depuis la publication du rapport ECS sur les PCM, le DBzP a été analysé dans les aliments visés apr l’ECAT de 2013, mais n’a été détecté au‑dessus de la LDM (LDM moyenne de 12,7, Cao et coll. 2015). Les estimations d’exposition au DBzP sont présentées dans le rapport ECS sur les PCM (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b) et résumées ci-après.

La sous-population la plus exposée aux substances contenues dans la poussière est les nourrissons (0 à 0,5 an), dont le taux d’absorption total quotidien est de 0,016 et 0,097 µg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement. Pour ce qui est des personnes de 12 ans et plus, des taux d’absorption totaux quotidiens de < 0,001 et 0,0011 μg/kg pc/j sont observés pour tous les groupes d’âge, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement.

B84P

Les estimations d’exposition ont été faites en utilisant des données sur la poussière et des articles en matière plastique. Elles sont présentées dans le rapport ESC sur les PCM (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous. Depuis la publication du rapport ESC, le B84P n’a pas été détecté au Canada (27 échantillons) dans certains jouets et articles de puériculture (Santé Canada 2018a). Ces données canadiennes récentes confirment la nature prudente des estimations de l’exposition due à un contact cutané avec des articles en matière plastique présentées précédemment (Environnement Canada et Santé Canada 2015b).

La sous-population la plus exposée par la poussièreNote de bas de page 9 était celle des nourrissons (0 à 6 mois), avec des absorptions journalières totales de 0,0063 et 0,047 µg/kg pc, pour la concentration mopyenne et la concentration maximale respectivement.

Pour les nourrissons, les absorptions journalières estimées dues à une exposition cutanée au B84P contenu dans des articles en matière plastique sont de 2,7 et 21,6 µg/kg pc, pour la concentration moyenne et la concentration maximale. Pour les adultes exposés à des articles en matière plastique (femmes de 20 ans et plus), les absorptions journalières estimées étaient de 2,7 et 8,5 µg/kg pc, pour la concentration moyenne et la concentration maximale.

DIHepP

Les estimations d’exposition au DIHepP ont été faites en utilisant des données sur la poussière. Elles sont présentées dans le rapport ESC sur les PCM (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous.

La sous-population la plus exposée aux substances contenues dans la poussière se composait de nourrissons (0 à 0,5 an), avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,096 et 1,1 µg/kg pc/j, respectivement, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations (pour plus de détails, voir Environnement Canada et Santé Canada, 2015b). Pour ce qui est des personnes de 12 ans et plus, le groupe le plus exposé est les adolescents (12-19 ans), avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,0011 et 0,013 μg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement.

B79P

Les estimations d’exposition ont été faites en utilisant des données sur la poussière et des articles en matière plastique. Elles sont présentées dans le rapport ESC sur les PCM (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous. Depuis la publication du rapport ESC, le B79P n’a pas été détecté au Canada (27 échantillons) dans certains jouets et articles de puériculture (Santé Canada 2018a). Ces données canadiennes récentes confirment la nature prudente des estimations de l’exposition due à un contact cutané avec des articles en matière plastique présentées précédemment (Environnement Canada et Santé Canada 2015b).

La sous-population la plus exposée par la poussière était celle de nourrissons (0 à 6 mois), avec des absorptions journalières totales respectives 0,0063 et 0,047 µg/kg pc, pour la concentration moyenne et la concentration maximale. Pour la population des 12 ans et plus, l’absorption journalière totale est < 0,001 μg/kg pc.

Pour les nourrissons, les absorptions journalières estimées de B79P par voie cutanée dues à des articles en matière plastique étaient respectivement de 2,7 et 21,6 µg/kg pc, pour la concentration moyenne et la concentration maximale. Pour les adultes exposés à des articles en matière plastique (femmes de 20 ans et plus), les absorptions journalières estimées sont respectivement de 2,7 et 8,5 µg/kg pc pour la concentration moyenne et la concentration maximale.

DINP

Les estimations d’exposition ont été faites en utilisant des données de biosurveillance et des données sur la présence de DINP dans la poussière, des aliments et des articles en matière plastique. Elles sont présentées dans un rapport ECS sur le DINP (Environnement Canada et Santé Canada 2015c) et sont résumées ci-dessous. Depuis la publication du rapport ECS, la présence de DINP a été rapportée dans 100 % des échantillons d’air intérieur (gamme de 0,003-2 µg/m3, médiane de 0,012 µg/m3, moyenne de 0,1 µg/m3) et de poussière intérieure (gamme de 79-1443 µg/g, médiane de 260 µg/g, moyenne de 323 µg/g) prélevés dans 51 maisons au Canada (Santé Canada 2017). À l’étranger, la présence du DINP a également été rapportée dans l’air intérieur (Blanchard et coll. 2014, Takeuchi et coll. 2014, Luongo et coll. 2016, Wei et coll. 2017, Giovanoulis et coll. 2018), la poussière (Blanchard et coll. 2014, Luongo et Östman 2015, Giovanoulis et coll. 2018), les sols (Tran et coll. 2015) et l’eau du robinet (Yang et coll. 2014). En outre, le DINP n’a pas été détecté au Canada (27 échantillons) dans certains jouets et articles de puériculture au Canada (Santé Canada 2018a). La présence de DINP a aussi été rapportée dans des jouets et des articles de puériculture à des concentrations supérieures à la limite réglementaire dans 10 % des jouets testés en Europe (ECHA 2018). Sa présence a aussi été rapportée dans des jouets en Nouvelle-Zélande (Ashworth et coll. 2018) et en Israël (Negeve et coll. 2018) et dans des tissus de coton et de polyester achetés aux États‑Unis (Saini et coll. 2016). Ces valeurs publiées n’ont cependant pas conduit à modifier les absorptions  estimées présentés précédemment (Environnement Canada et Santé Canada 2015c).

Selon les données de biosurveillance (toutes les sources, NHANES), le groupe le plus exposé est celui des garçons de 6 à 11 ans, avec une absorption moyenne de 4,6 µg/kg pc/j et une absorption médiane et au 95e centile respectivement de 4,2 et de 25 µg/kg pc/j. Pour les personnes plus âgées (12 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes les sources, NHANES) était celui des adolescents de 12-19 ans, avec des absorptions moyenne de 3,0 µg/kg pc/j, médiane de 2,6 µg/kg pc/j et au 95e percentile de 33 µg/kg pc/j. Pour les adultes de 20 ans et plus, les absorptions journalières sont de de 2,8 μg/kg pc (moyenne), de 2,4 μg/kg pc (médiane) et de 24 μg/kg pc (95e percentile) chez les hommes et de 2,3 μg/kg pc (moyenne), de 1,9 μg/kg pc (médiane) et de 23 μg/kg pc (95e percentile) chez les femmes.

La sous-population la plus exposée par la poussière et les aliments était celle des enfants (0,5 à 4 ans) avec des absorptions journalières respectives de 1,8 et 20,8 µg/kg pc pour la concentration moyenne et la concentration maximale. Pour les personnes de 12 ans et plus, le groupe le plus exposé est celui des adolescents (12-19 ans), avec des absorptions journalières totales respectives de 1,0 et 11,9 μg/kg pc, pour la concentration moyenne et la concentration maximale (voir le tableau D‑6 de l’annexe D).

Les absorptions journalières de DINP des nourrissons (0 à 1,5 an) dues au  mâchonnement de jouets en matière plastique et à des accessoires de puériculture étaient respectivement de 30 et 120 µg/kg pc, pour la concentration moyenne et la concentration maximale. Les absorptions journalières estimées pour les nourrissons dues à une exposition cutanée à des articles en matière plastique étaient respectivement de 1,1 et de 8,6 µg/kg pc, pour la concentration moyenne et la concentration maximale. Pour les adultes (femmes de 20 ans et plus), les absorptions journalières estimées dues à un contact cutané avec des articles en matière plastique étaient respectivement de 1,1 et de 3,4 µg/kg pc pour la concentration moyenne et la concentration maximale.

CHIBP, BCHP et BIOP

Étant donné l’absence d’information recueillie lors de l’enquête menée en vertu de l’article 71 auprès de l’industrie (CHIBP, BCHP et BIOP), l’absence de détection de substances dans la poussière (CHIBP et BCHP), l’absence de détection de substances dans les produits de consommation (BCHP; étude en chambre d’émission, CNRC 2012), l’absence de détection dans les jouets d’enfants (CHIBP; Santé Canada 2018a), des taux modélisés dans l’air intérieur négligeables (CHIBP), l’absence d’information sur la présence de substances dans les bases de données sur les produits (CHIBP, BCHP et BIOP), le taux d’exposition général de la population aux CHIBP, BCHP et BIOP présents dans les milieux environnementaux ou dans les produits de consommation est considéré comme négligeable (Environnement Canada et Santé Canada 2015b).

Autres phtalates à chaîne moyenne

BBP

Biosurveillance

Le phtalate de monobenzyle (MBzP) est le principal métabolite de monoester du BBP et il fait l’objet d’une surveillance dans les études de premier cycle (2007-2009, n = 3 325, 6-49 ans) et de deuxième cycle (2009-2001, n = 2 559, 3-79 ans) de l’ECMS, cette substance ayant été détectée dans tous les échantillons (Santé Canada 2011b, 2013). De plus, le MBzP a été mesuré dans le cadre de l’Initiative de biosurveillance des Premières nations (IBPN), sous l’égide de l’Assemblée des Premières Nations (APN, n = 492 pour les Autochtones vivant dans les réserves et sur les terres domaniales, 20 ans et plus). On a trouvé que la concentration de MBzP (moyenne géométrique) dans l’urine était statistiquement plus élevée dans les échantillons de l’IBPN, que les concentrations chez la population des 20 ans et plus dans le cycle 1 de l’ECMS (APN 2013).

Santé Canada a également fait un suivi du MBzP dans trois études de cohortes : P4 (n = 80 femmes enceintes et 55 nourrissons, 1 260 échantillons maternels ponctuels prélevés sur 5 visites au plus et 84 échantillons d’urine individuels ponctuels de nourrissons prélevés sur 2 visites au plus (Arbuckle et coll., 2016, tableau S3), MIREC (n = 1 788 femmes enceintes, échantillons d’urine ponctuels : Arbuckle et coll., 2014), et MIREC-CD Plus (198 enfants de 2 à 3 ans, 1 échantillon ponctuel par enfant; communication personnelle de la Direction des sciences de la santé environnementale et de la radioprotection [DSSER], SC, au BERSE, SC, octobre 2013; 2014, sans référence). Les trois études ont signalé des fréquences de détection élevées de MBzP (100 %, 99 % et 94 %, respectivement).

Enfin, aux États-Unis, le NHANES a aussi surveillé les concentrations de MBzP dans l’urine entre 1999 et 2012 et a également signalé des fréquences de détection élevées (USCDC, 2014).

Des estimations d’absorption ont été faites par dosimétrie inverse à partir des ensembles de données de l’ECMS (Cycle 2) et des études P4, MIREC et MIREC-CD Plus. Les concentrations de métabolites ont été ajustées pour tenir compte de la dilution de l’urine à l’aide de la méthode de correction en fonction du taux de créatinine, méthode couramment utilisée dans les études de biosurveillance des phtalates (Fromme 2007, Frederiksen et coll. 2013, Christensen et coll. 2014, USCPSC CHAP 2014). Les vitesses d’excrétion journalière de créatinine ont été estimées au moyen de l’équation de Mage. Les absorptions déterminées par la biosurveillance sont présentés dans le tableau 9-1 ci-dessous (voir l’annexe C pour de plus amples renseignements sur la méthode).

Tableau 9-1. Taux d’absorption quotidien de BBP établi par biosurveillance (µg/kg pc/j)a
Groupe d’âge Étude Hommes / femmes n Moyenne arithmétique 50e 75e 95e
1-4 mois P4 Les deux sexes 48 0,607 0,253 0,513 1,802
2-3 ans MIREC-CD Plus Les deux sexes 198 0,873 0,379 0,853 2,97
2-3 ans ECMS Les deux sexes 519 1,4 0,76 1,6 4,5
2-3 ans ECMS Hommes 261 1,2 0,79 1,6 3,4
2-3 ans ECMS Femmes 253 0,93 0,61 1,1 2,7
12-19 ans ECMS Hommes 255 0,53 0,36 0,59 1,4
12-19 ans ECMS Femmes 255 0,46 0,28 0,53 1,6
18 ans et plus MIREC Femmes (enceintes) 1727 0,53 0,27 0,53 1,60
19 ans et plus P4 Femmes (enceintes) 31 c 1,0 0,31 0,86 3,01
20-49 ans ECMS Hommes 290 0,33 0,2 0,35 0,97b
20-49 ans ECMS Femmes 286 0,37 0,19b 0,36b 1,2
50-79 ans ECMS Hommes 211 0,22 0,13 0,23 0,61b
50-79 ans ECMS Femmes 216 0,24 0,15 0,3

- = Aucune donnée.
a
Données pour les femmes et les hommes tirées de : P4 et MIREC (femmes enceintes), P4 (nourrissons), MIREC-CD Plus (enfants – résultats préliminaires et ECMS (Cycle 2)
b
On doit utiliser ces données avec prudence.
c
n = 31 femmes, 542 échantillons ponctuels individuels, plusieurs échantillons d’urine en deux visites.

Selon les données de biosurveillance (toutes sources confondues, ECMS), le groupe le plus exposé est les enfants de 3 à 5 ans, qui présentent des taux d’absorption médian et au 95e centile respectivement de 0,76 et 4,5 µg/kg pc/j. Chez la population plus âgée (12 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, étude P4) est composé des femmes enceintes (19 ans et plus), avec des taux d’absorption médian et au 95e centile de 0,31 et de 3,01 µg/kg pc/j, respectivement.

Milieux environnementaux et aliments

La sous-population la plus exposée au BBP par les milieux environnementaux et les aliments est les enfants de 6 mois à 4 ans, avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,58 et de 3,01 µg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement (tableau D-1a de l’annexe D).

Air intérieur et poussière

Le BBP a été mesuré dans l’air intérieur de maisons canadiennes à Ottawa et à Toronto (détecté dans 100 % des 51 maisons, plage : 0,72-65,9 ng/m3, médiane : 2,8 ng/m3, moyenne : 4,8 ng/m3; Santé Canada 2017). Une autre étude a mesuré le BBP dans l’air intérieur de 75 maisons canadiennes; tous les échantillons ont affiché une concentration sous la limite de détection (qui n’a pas été communiquée; Zhu et coll., 2007).Le BPP a été mesuré dans l’air intérieur des maisons aux États-Unis et dans d’autres pays (Fromme et coll., 2004; Rudel et coll., 2010; Bergh et coll., 2011a; Pei et coll., 2013; Blanchard et coll., 2014; Lin et coll., 2014; Takeuchi et coll., 2014; Tran et Kannan 2015; Bu et coll., 2016; Luongo et coll., 2016; Tran et coll., 2017; Wei et coll., 2017; Giovanoulis et coll., 2018). Les concentrations médiane (2,8 ng/m3) et maximale (65,9 ng/m3) d’après l’étude canadienne (Santé Canada 2017) ont servi à l’estimation du taux d’absorption quotidien de BBP dans l’air intérieur pour l’ensemble de la population (tableau D-1a de l’annexe D).

Le BBP a été étudié (Kubwabo et coll., 2013) dans le cadre de l’Enquête sur la poussière domestique au Canada (EPDC) et cette substance a été détectée dans 100 % des 126 maisons étudiées au Canada (plage de concentrations = 0,6 à 944 µg/g; concentration médiane = 42,3 µg/g, 95e centile = 512 µg/g). De plus, le BBP a été mesuré dans les échantillons de poussière prélevés dans des maisons canadiennes à Ottawa et à Toronto (détecté dans 100 % des 51 maisons; plage : 0,72-1 175 µg/g, médiane : 6,45 µg/g, moyenne : 27,6 µg/g; Santé Canada. 2017). Le BBP a également été visé par des d’enquêtes internationales sur la poussière domestique (Fromme et coll., 2004; Bornehag et coll., 2005; Kolarik et coll., 2008; Langer et coll., 2010; Bergh et coll., 2011a; Guo et Kannan, 2011; Hsu et coll., 2012; Kang et coll., 2012; Gevao et coll., 2012; Orecchio et coll., 2013; Papadopoulos et coll., 2013; Blanchard et coll., 2014; Lin et coll., 2014; Dodson et coll., 2015; Luongo et Ostman 2015; Bu et coll., 2016; He et coll., 2016; Luongo et coll., 2016; Subedi et coll., 2017; Tran et coll., 2016; Muenhor et coll., 2018; Giovanoulis et coll., 2018).

L’enquête EPDC (Kubwabo et coll., 2013) a été retenue comme étude clé pour la caractérisation de l’exposition, car elle était représentative des foyers partout au Canada. Les concentrations médiane (42,3 µg/g) et au 95e centile (512 µg/g) ont été utilisées pour estimer l’apport quotidien de BBP provenant de la poussière dans la population générale canadienne (tableau D‑1a de l’annexe D).

Le BBP sert entre autres d’agent plastifiant dans la fabrication d’automobiles et de pièces d’automobiles (Agence européenne des produits chimiques [ECHA], 2012; Environnement Canada, 2014). Pour la population générale, l’exposition indirecte (par exemple, par dégagement gazeux) est considérée comme une source pertinente. Tran et coll. (2007) et Chi et coll. (2017) ont signalé la présence de BBP dans l’air des véhicules au Vietnam (plage : 3,59 à 121 ng/m3, médiane : 5,2 ng/m3, moyenne : 31 ng/m3) et en Chine (moyenne : 3 401 ng/m3), respectivement. Albar et coll. (2017) ont signalé la présence de BBP dans la poussière (plage : 0,23-19,5 ug/g) produite par les véhicules. Cependant, aucune donnée canadienne sur cette source d’exposition n’a été répertoriée, ce qui est un élément d’incertitude pour la présente évaluation préalable.

Aliments, préparations pour nourrisson et lait maternel

Au Canada, la présence de BBP dans les aliments a été mesurée dans des échantillons dans le cadre de l’ECAT de 2013 (Cao et coll., 2015). e BBP a été détecté dans 32 des 159 échantillons alimentaires composites (LDM moyenne de 3,10 ng/g), la concentration moyenne étant de 12,4 ng/g et les concentrations étant comprises entre 1,86 et 82,7 ng/g (Cao et coll., 2015). Les principales sources d’absorption de la substance dans l’ensemble de la population sont le lait, les boissons gazeuses ou les jus de fruit, ou tous ces produits. De plus, la présence du BBP dans les aliments a fait l’objet d’une surveillance dans le cadre du Plan d’action pour assurer la sécurité des produits alimentaires (PAASPA) de 2013-2014 et de 2014-2015 de l’Agence canadienne d’inspection des aliments, l’ACIA. (Communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2014.) Du BBP a été détecté dans < 1 % of 1518 (LD = 0,1 µg/g) échantillons d’aliments conditionnés et transformés, à des concentrations moyennes entre 0,3 et 1,9 µg/g, la concentration moyenne des échantillons à résultats positifs ayant été de 0,75 µg/g. Ailleurs dans le monde, le BBP a été détecté dans les aliments et les boissonsNote de bas de page 10 (Sajid et coll., 2016; Li et coll., 2016; Yang et coll., 2017; Giovanoulis et coll., 2018).

En outre, le lait maternel a fait l’objet d’une surveillance dans le cadre de l’étude MIREC. Le BBP n’a été détecté dans aucun des échantillons (n = 305; LDM = 0,00741 µg/g; communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, octobre 2014). Ailleurs dans le monde, la présence du BBP a été détectée dans le lait maternel en Suède (Högberg et coll., 2008), mais n’a pas été détectée dans une autre étude en Allemagne (Fromme et coll., 2011). Or, puisque le BBP se métabolise directement en MBzP dans le corps humain (Koch et Calafat, 2009; Frederiksen et coll., 2011); en tant que composé parent, il peut ne pas être détecté en grande quantité dans le lait maternel.

Le MBzP dans le lait maternel a été mesuré lors de l’étude P4 (n = 56 échantillons de lait maternel prélevés chez les participantes) et il a été détecté dans 34 % des échantillons de lait maternel, les concentrations médiane et maximale signalées ayant été inférieures à la LD (soit 0,018 µg/l) et de 0,16 µg/l (Arbuckle et coll., 2016, tableau S3). Ailleurs dans le monde, la présence du MBzP a aussi été détectée dans le lait maternel (Mortensen et coll., 2005; Högberg et coll., 2008).

Dans l’étude P4, la présence du MBzP a été détectée dans < 5 % des échantillons de préparations pour nourrissons (n = 23; LD = 0,018 µg/l) [Arbuckle et coll., 2016, tableau S3]. Les données qu’a recueillies l’ACIA dans les études de son PAASPA pour les années 2013-2014 et 2014-2015 n’ont pas permis de détecter la présence du BBP (LD = 0,1 µg/g) dans aucun des échantillons d’aliments pour nourrissons (n = 44), de préparations pour nourrissons (n = 59) ou de céréales pour nourrissons (n = 19). Ailleurs dans le monde, la présence du BBP a été signalée dans divers aliments pour bébé en Italie (Russo et coll., 2016), mais n’a pas été détectée dans les préparations pour nourrissons examinés au cours de deux études européennes (Sørensen, 2006; Bradley et coll., 2013a).

À la lumière des données de l’ECAT, des estimations probabilistes des taux d’absorption alimentaires ont été calculées relativement au BBP et les résultats figurent au tableau D-1b de l’annexe D (pour obtenir des précisions sur la méthode d’estimation des taux d’absorption probabilistes, voir l’annexe E). Les résultats sur la présence du BBP dans le lait maternel et les préparations pour nourrissons qui se situaient sous la LD (soit 0,018 µg/l) ont été évalués à la moitié de la LD (tableau D-1a l’annexe D).

Air ambiant, eau potable et sol

Nous n’avons retrouvé aucune donnée canadienne récente sur la présence du BBP dans l’air ambiant. Rudel et coll. (2010) ont évalué l’air à l’extérieur des maisons aux États-Unis (et détecté une présence de 5 % dans 43 échantillons [seuil de déclaration de la méthode = 6 ng/m³], concentration médiane = non déclarée; concentration maximale = 8,5 ng/m³). Ailleurs dans le monde, Li et Wang (2015) ont signalé la présence du BBP dans l’air ambiant. L’étude de Rudel et coll. (2010) a été désignée étant pertinente pour la caractérisation de l’exposition (échantillons provenant de l’Amérique du Nord), la concentration correspondant à la moitié de la limite de déclaration de la méthode (limite de déclaration de la méthode = 6 ng/m³) et la concentration maximale (8,5 ng/m³) ont été retenus pour estimer le niveau d’exposition possible au BBP dans l’air ambiant (tableau D-1a de l’annexe D).

Nous n’avons retrouvé aucune donnée canadienne concernant la présence du BBP dans l’eau potable. La présence du BBP a fait l’objet d’analyses dans de l’eau embouteillée au Canada, mais il n’a pas été détecté (LDM = 0,085 µg/l; Cao, 2008). De même, le BBP n’a été détecté dans aucun des échantillons d’eau de puits destinée à l’embouteillage en Espagne (Bono-Blay et coll., 2012). Ailleurs dans le monde, la présence du BBP a été détectée dans de l’eau embouteillée (Jeddi et coll., 2015, Lv et coll., 2015; Pourzamani et coll., 2017), de l’eau potable (Liu et coll., 2015), eau minérale et eau gazéifiée (Yang et coll.2017) et dans des eaux de surface (Net et coll., 2015, Selvaraj et coll., 2015; Niu et coll., 2018). Dominguez-Morueco et coll. (2014) n’ont détecté la substance dans aucun de leurs échantillons d’eau du robinet ou de rivière en Espagne ou dans l’eau embouteillée en Égypte (Zaki et coll., 2018). En l’absence de données canadiennes ou nord-américaines sur les concentrations de BBP dans l’eau du robinet, la moitié de la LDM (soit 0,085 µg/l) du BBP dans l’eau embouteillée a servi à estimer le taux d’absorption quotidien de cette substance par la population générale du Canada à partir de l’eau potable [Cao et coll., 2008] (tableau D‑1a de l’annexe D).

Khosravi et Price (2015) ont signalé la présence de divers phtalates dans des sols agricoles témoins et amendés aux biosolides, prélevés en Nouvelle-Écosse (Canada). Ces chercheurs ont retrouvé le BBP à une concentration de 0,13 ng/g (sols témoins) et de 2,4 ng/g (sol amendé aux biosolides). Ailleurs dans le monde, on a détecté du BBP dans divers sols (Cheng et coll., 2015; Tran et coll., 2015; Wang et coll., 2015; Li et coll., 2016; Skrbic et coll., 2016; Wang et coll., 2018; Zhao et coll., 2018). Par ailleurs, Hongjun et coll. (2014) n’ont détecté la présence du BBP dans aucun échantillon de sols en zone urbaine, suburbaine ou rurale prélevé en Chine. La concentration de BBP signalée dans des sols agricoles témoins (0,13 ng/g; Khosravi et Price, 2015) a été retenue pour estimer les taux d’exposition possibles au BBP par le sol au Canada (tableau D-1a de l’annexe D).

Produits de consommation

À l’échelle mondiale, le BBP peut aussi être présent dans une grande variété d’articles fabriqués, y compris des accessoires de puériculture, des jouets d’enfants, des articles de bricolage, de la peinture, des déchets résiduels domestiques en plastique et des balles d’exercice (ECHA 2012; Korfali et coll., 2013; HPD, 2014; AGDH, 2015; Pvinenko et coll., 2016). Au Canada, la présence du BBP est aussi confirmée comme agent plastifiant dans divers types de produits fabriqués (CNRC 2012; voir le tableau 2-2; Environnement Canada, 2014).

Jouets et articles de puériculture

Pendant un certain nombre d’années, Santé Canada a étudié les jouets en vinyle et les accessoires de puériculture pour y déceler la présence de plusieurs phtalates, y compris le BBP. Santé Canada n’a détecté cette substance que dans un seul échantillon au cours d’une étude réalisée en 2008 (sous la limite de détection) et, depuis, le BBP n’a pas été détecté (Santé Canada, 2007, 2009, 2012, 2014, 2018a). Le BBP a également fait l’objet d’une surveillance pour ce qui est des jouets achetés au Canada, mais fabriqués à l’étranger; la substance a été détectée à un taux compris entre 0,001 et 0,02 % (Stringer et coll., 2000). Ailleurs dans le monde, le BBP a fait l’objet d’une surveillance en Inde (3 des 24 échantillons de jouet, tous en concentration < 0,1 %; Johnson et coll., 2011) et en Nouvelle-Zélande (0,01-0,031%; Ashworth et coll., 2018).).

À l’heure actuelle, le Canada (tout comme les É.-U. et l’UE) dispose d’une réglementation qui limite la teneur en certains phtalates (y compris le BBP) des jouets et des accessoires de puériculture (Règlement sur les phtalates en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation – LCSPC [Canada 2016]). En Europe, les résultats du projet d’application de 2016 (ECHA 2018) ont indiqué que les phtalates présentaient l’un des taux de non-conformité les plus élevés, 20 % des jouets enfreignant l’entrée 51 de l’annexe XVII du règlement REACH (DEHP, DBP, BBP; ECHA 2018).Par ailleurs, la Consumer Product Safety Commission des États-Unis (USCPSC) a récemment déclaré que moins de 10 % de l’exposition des nourrissons et des jeunes enfants au BBP provenait de leur mâchonnement de jouets et d’accessoires de puériculture (USCPSC CHAP, 2014).

En raison des règlements existants pour le BBP dans les jouets et articles de puériculture au Canada, et de l’absence de détection du BBP dans les jouets et articles de puériculture signalée dans les études de suivi canadiennes depuis 2008, l’exposition devrait être négligeable, et l’absorption par voie orale découlant du mâchonnement de jouets ou d’articles de puériculture n’a pas été estimée.

Produits de soins personnels

Compte tenu des avis communiqués en vertu du Règlement sur les cosmétiques de Santé Canada, on ne devrait pas trouver de BBP dans les produits cosmétiques au Canada (communication personnelle de la Direction de la sécurité des produits de consommation [DSPC], SC, au BERSE, SC, juillet 2015; sans référence). Ailleurs dans le monde, la présence du BBP a été détectée dans divers types de produits de soins personnelsNote de bas de page 10 (Guo et Kannan, 2013; Guo et coll., 2013; Bao et coll., 2015). En contrepartie, Liang et coll. (2013) n’ont pas détecté de BBP dans les produits cosmétiques en Chine. Cette présence pourrait être attribuable à la migration à partir de l’emballage. Un résumé des études récentes publiées en Amérique du Nord qui ont permis de mesurer les concentrations de BBP dans les produits de soins personnels figure dans le tableau 9-2.

Tableau 9-2. Concentrations de BBP dans les produits de soins personnels
Fréquence de détection et types de produitsa Concentration
(µg/g)
Référence
(pays)
12 % de 41 produits à rincer ND–0,18 Guo et Kannan, 2013 (E.-U.)
13 % de 109 produits à appliquer ND–78,3 Guo et Kannan, 2013 (E.-U.)
5 % de 20 produits pour bébé ND–0,14 Guo et Kannan, 2013 (E.-U.)

a Limites de détection : Koniecki et coll., 2011 (0,1 µg/g), Guo et Kannan 2013 (0,01 µg/g).

Puisque la présence du BBP n’a pas été signalée dans les produits utilisés au Canada, que l’on a signalé aux États-Unis que de faibles fréquences de détection de la substance (5 à 13 %), et que la majorité des détections dans chaque étude, soit sous la partie par million, il s’ensuit que le taux d’exposition au BBP contenu dans les produits de soins personnels n’est pas considéré important. De plus, l’étude NICNAS (AGDH 2015) et l’étude américaine CPSC CHAP (2014) ont indiqué que la présence du BBP dans les produits cosmétiques serait vraisemblablement rare et ces organismes n’ont pas évalué le taux d’exposition de cette source. Il n’y a donc pas eu d’estimation des taux d’exposition attribuables à cette source.

Autres produits de consommation

À l’échelle mondiale, le BBP peut être présent dans la peinture (USCPSC CHAP, 2014; AGDH, 2015). Cette utilisation a également été signalée au Canada (Environnement Canada 2014). Dans l’étude américaine CPSC CHAP (2014), les chercheurs ont signalé que la peinture en aérosol pourrait contribuer à > 10 % de l’exposition au BBP chez les adultes, les nourrissons, les jeunes enfants et les enfants.

Par ailleurs, le BBP peut servir à produire des articles susceptibles d’entrer en contact avec la peau (ECHA 2012; AGDH, 2015). Mais la présence du BBP n’a été signalée que dans un seul des 35 échantillons de vêtements d’enfants (Brigden et coll., 2013) et dans moins de 35 % des échantillons de jeans et de lingettes cutanées qui expliquent la présence subséquente de la substance par frottement des jambes chez les adultes en Chine (Gong et coll., 2016). Toutefois, Saini et coll. (2016) ont détecté la présence de BBP(détection > 90 %) dans des tissus de coton et de polyester achetés aux États‑Unis. L’étude de CPSC CHAP des É.-U. (USCPSC 2014) n’a pas évalué l’exposition cutanée aux articles qui contiennent du BBP.

Nous estimons toutefois que l’exposition au BBP par ce type d’utilisation est mesurée dans les données de biosurveillance disponibles au Canada; c’est pourquoi que nous n’avons pas calculé d’estimation de l’exposition.

DBP

Biosurveillance

Le phtalate de mono-n-butyle (MnBP) est le principal métabolite du monoester du DBP et il a fait l’objet d’un suivi dans les études de premier cycle (2007-2009; n = 3 235, 6‑49 ans) et de deuxième cycle (2009-2001; n = 2 555, 3‑79 ans) de l’ECMS, cette substance ayant été détectée dans 99 % des échantillons (Santé Canada, 2011b, 2013). En outre, le MnBP a été mesuré dans le cadre de l’IBPN (n = 492 pour les Autochtones âgés de vingt ans ou plus, vivant dans les réserves et sur les terres domaniales). Il a été établi que la concentration du MnBP dans l’urine (moyenne géométrique) dans les échantillons de l’IBPN était égale à celle des échantillons analysés dans la population étudiée dans le cycle 1 pour la population des 20 ans et plus l’ECMS (APN, 2013).

Santé Canada a exercé également un suivi du MnBP dans trois études en cohortes : P4, MIREC et l’étude MIREC-CD Plus. Les trois études ont trouvé une forte fréquence (dans l’ordre, 100, 99 et 100 %) de détection du MnBP (Arbuckle et coll., 2016, tableau S3; Arbuckle et coll., 2014; communication personnelle de la DSSER, SC, au BERSE, SC, octobre 2013, 2014; sans référence). Un autre métabolite du DBP (MHBP) a également fait l’objet d’un suivi et on l’a fréquemment détecté (92 et 100 %), dans les études P4 et MIREC-CD Plus (communication personnelle de la DSSER, SC, au BERSE, SC, octobre 2013, 2014).

À la lumière des ensembles de données de l’ECMS (Cycle 2) et des études P4, MIREC et MIREC-CD Plus, les taux d’absorption ont été estimés par dosimétrie inverse, comme nous l’avons précédemment décrit. Le tableau 9-3 qui suit présente les taux d’absorption trouvés par biosurveillance (pour de plus amples renseignements sur la méthode, consultez l’annexe C).

Tableau 9-3. Taux d’absorption quotidiens de DBP (µg/kg pc/j) découlant de la biosurveillancea
Groupe d’âge Étude Hommes / femmes n Moyenne arithmétique 50e 75e 95e
1-4 mois P4 Les deux sexes 48 0,830 0,572 1,126 1,900
2-3 ans MIREC-CD Plus Les deux sexes 192 1,19 0,939 1,39 2,71
2-3 ans ECMS Les deux sexes 519 2,4 1,7 2,5 5,3b
2-3 ans ECMS Hommes 260 - 1,3 2,3b -
2-3 ans ECMS Femmes 253 - 1,3 2,1 5,3b
12-19 ans ECMS Hommes 255 1,4 0,85 1,4 3,2b
12-19 ans ECMS Femmes 255 0,84 0,71 1,1 1,8
18 ans + MIREC Femmes (enceintes) 1728 1,24 0,66 1,04 2,66
19 ans + P4 Femmes (enceintes) 31c 1,39 0,55 0,96 4,11
20-49 ans ECMS Hommes 290 0,86 0,58 0,9 1,8b
20-49 ans ECMS Femmes 284 0,91b 0,55 0,79 0,6b
50-79 ans ECMS Hommes 210 0,6 0,43 0,67 1,5
50-79 ans ECMS Femmes 216 0,69 0,51 0,72 1,7b

- = Aucune donnée.
a
Données pour les femmes et les hommes tirées de : P4 et MIREC (femmes enceintes), P4 (nourrissons), MIREC-CD Plus (enfants – résultats préliminaires et ECMS (Cycle 2)
b
On doit utiliser ces données avec prudence.
c
n = 31 femmes, 542 échantillons ponctuels individuels, plusieurs échantillons d’urine en deux visites.

À la lumière des données de biosurveillance (toutes sources confondues, ECMS), le groupe le plus exposé sont les enfants de 3 à 5 ans, avec des taux d’absorption médian et au 95e centile respectivement de 1,7 et à 5,3 µg/kg pc/j. Pour ce qui est des sujets plus âgés, le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, étude P4) est formé des femmes enceintes (19 ans et plus), avec des taux d’absorption médian et au 95e centile respectivement de 0,55 et 4,11 µg/kg pc/j.

Milieux environnementaux et aliments

La sous-population la plus exposée au DBP dans les milieux environnementaux et les aliments se composait d’enfants (0,5 à 4 ans) avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,88 et 2,96 µg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement (tableau D-2a de l’annexe D).

Air intérieur et poussière

Le DBP a été mesuré dans l’air intérieur de maisons canadiennes à Ottawa et à Toronto (détecté dans 100 % de 51 maisons, plage : 15,6-885 ng/m3, médiane : 105 ng/m3, moyenne : 155 ng/m3; Santé Canada. 2017). Une autre étude a mesuré le DBP dans l’air intérieur de 75 maisons canadiennes (médiane : 200 ng/m3, plage : 130‑1 100 ng/m3; Zhu et coll., 2007). Le DBP a également été mesuré dans l’air intérieur de maisons aux États‑Unis et ailleurs dans le monde (Blanchard et coll., 2014; Lin et coll., 2014; Takeuchi et coll., 2014; Tran et Kannan 2015; Bu et coll., 2016; Luongo et coll., 2016; Tran et coll., 2017; Wei et coll., 2017; Giovanoulis et coll., 2018). Les concentrations les plus élevées dans l’air intérieur au Canada, d’après Zhu et coll. (2007) [médiane : 200 ng/m3 et maximum : 1 100 ng/m3] ont été utilisées de façon prudente, pour estimer le taux d’absorption quotidien par la population générale au Canada du DBP présent dans l’air intérieur des maisons (tableau D-2a de l’annexe D).

L’enquête EPDC (Kubwabo et coll., 2013) a détecté le DBP dans 126 maisons échantillonnées au Canada (plage : ND–1 392 µg/g, médiane : 16,8 µg/g, 95e centile : 95,4 µg/g; Kubwabo et coll., 2013). En outre, le DBP a été mesuré dans des échantillons de poussière prélevés dans des maisons canadiennes à Ottawa et à Toronto (détecté dans 100 % des 51 maisons, plage : 1,9-872 µg/g, médiane : 8,8 µg/g, moyenne : 50,6 µg/g; Santé Canada. 2017). Ailleurs dans le monde, on a également signalé la présence de DBP dans la poussière domestique (Dodson et coll., 2015; Luongo et Östman 2015; Bu et coll., 2016; He et coll., 2016; Luongo et coll., 2016; Subedi et coll., 2017; Giovanoulis et coll., 2018).

L’enquête EPDC (Kubwabo et coll., 2013) a été retenue comme étude clé pour la caractérisation de l’exposition, car elle était représentative des foyers partout au Canada. Les concentrations médiane (16,8 µg/g) et au 95e centile (95,4 µg/g) ont été utilisées pour estimer l’apport quotidien de DBP provenant de la poussière dans la population générale canadienne (tableau D‑2a de l’annexe D).

Le DBP sert d’agent plastifiant lors de la fabrication d’automobiles et des pièces d’automobiles (ECHA 2012; AGDH, 2013). Tran et coll. (2007) et Chi et coll. (2017) ont signalé la présence de DBP dans l’air des véhicules au Vietnam (plage : 2,22 à 145 ng/m3, médiane : 46,7 ng/m3, moyenne : 57,1 ng/m3) et en Chine (moyenne : 2 690 ng/m3), respectivement. Albar et coll. (2017) ont signalé la présence de DBP dans la poussière (plage : 0,49-50 µg/g) produite par les véhicules. Cependant, aucune donnée canadienne sur cette source d’exposition n’a été répertoriée, ce qui est un élément d’incertitude pour la présente évaluation préalable.

Aliments, préparations pour nourrisson et lait maternel

Dans le cadre de l’ECAT de 2013, Cao et coll. (2015) ont mesuré la présence du DBP dans les échantillons d’aliments au Canada. Il a été DBP dans 44 des 159 échantillons d’aliments composites (LDM moyenne = 16,6 ng/g), la concentration moyenne dans les échantillons à résultats positifs étant de 23,2 ng/g, la plage de concentrations observées ayant été de 6,21 à 208 ng/g (Cao et coll., 2015). Les principales sources d’absorption de la substance dans la population générale sont le lait, les boissons gazeuses, le pain et la crème glacée. De plus, la présence du DBP dans les aliments a été surveillée par l’ACIA dans le cadre des études du PAASPA des exercices 2013-2014 et 2014-2015 (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2014). La présence du DBP a été détectée dans 14 % des 1518 échantillons d’aliments transformés et conditionnés (LD = 0,1 µg/g) à des concentrations comprises entre 0,26 et 4,3 µg/g, la concentration moyenne des échantillons à résultats positifs ayant été de 0,76 µg/g. Ailleurs dans le monde, le DBP a été détecté dans les aliments et les boissons (Sajid et coll., 2016; Li et coll., 2016; Yang et coll., 2017; Giovanoulis et coll., 2018).

L’étude P4 a mesuré le MnBP dans le lait maternel (n = 31 femmes; 56 échantillons de lait maternel des participantes de l’étude; la LD étant de 0,057 µg/l). Il a été détecté dans tous les échantillons de lait maternel, avec des concentrations médiane et maximale respectivement de 0,656 µg/l et de 5,18 µg/l (communication personnelle de la DSSER au BERSE, octobre 2013). Ailleurs dans le monde, Fromme et coll. (2011) ont évalué la présence du MnBP dans le lait maternel en Europe.

Le lait maternel a aussi fait l’objet d’une surveillance dans le cadre de l’étude MIREC. Le DBP a été détecté dans 21 échantillons (n = 305; concentration médiane = 0,0129 µg/l; plage ≤ LDM à 0,030 µg/g; LDM = 0,0149 µg/g; communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, octobre 2014). Ailleurs dans le monde, le DBP a été détecté dans le lait maternel en Suède par Högberg et coll. (2008) et en Allemagne par Fromme et coll. (2011). Puisque, le DBP se métabolise directement en MnBP dans le corps humain (Koch et Calafat, 2009), il est prévisible que l’on ne détecte pas très fréquemment le DBP dans le lait maternel.

L’étude P4 (communication personnelle de la DSSER au BERSE, octobre 2013) a récemment détecté du MnBP dans 80 % de 23 échantillons de préparations pour nourrissons (LD = 0,057 µg/l; concentration médiane = 0,299 µg/l; concentration maximale = 1,16 µg/l; Arbuckle et coll., 2016, tableau S3). Toutefois, la fiabilité de la mesure de ce métabolite dans les préparations pour nourrissons est minée par sa teneur élevée dans les blancs de terrain (ce qui indique une possible contamination; Arbuckle et coll., 2016, tableau S3) et, ainsi, ces données ont été écartées pour la quantification des taux d’absorption. Les données de surveillance de l’ACIA ont néanmoins permis de détecter la présence du DBP dans trois échantillons d’aliments pour nourrissons (n = 20; concentration médiane = ND; concentration au 95e centile = 0,675 µg/g), dans 12 échantillons de préparations pour nourrissons (n = 32; concentration médiane = ND; concentration au 95e centile = 1,12 µg/g) et dans quatre échantillons de céréales pour nourrissons (n = 7; concentration médiane = 0,42 µg/g; concentration au 95e centile = 1,79 µg/g) [communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2014)]. Ailleurs dans le monde, le DBP a été détecté dans divers aliments pour bébé en Italie (Russo et coll., 2016) and en Italie et ailleurs en Europe (Cirillo et coll., 2015), mais non au Royaume-Uni (R.-U.) [Bradley et coll., 2013a].

À partir des données de l’Étude sur l’alimentation totale, nous avons obtenu une estimation probabiliste des taux d’absorption par la population générale du Canada du DPB présent dans les aliments. Ces résultats figurent au tableau B-2b de l’annexe B. (La méthode employée pour estimer les taux d’absorption probabilistes figure dans l’annexe E.) Les concentrations médiane (0,656 µg/l) et maximale (5,18 µg/l) de MnBP (métabolite du DBP) mesurées dans le lait maternel par l’étude P4 ont servi à la caractérisation des risques (tableau D-2a de l’annexe D).

Air ambiant, eau potable et sol

Nous n’avons retrouvé aucune donnée canadienne récente sur la teneur de l’air ambiant en DBP. Rudel et coll. (2010) ont détecté sa présence dans 35 % des 43 échantillons d’air à l’extérieur de maisons aux É.-U. (limite de déclaration de la méthode = 7 ng/m³, concentration maximale = 32 ng/m³). Ailleurs dans le monde, le DBP a été détecté dans l’air ambiant (Li et Wang, 2015). L’étude de Rudel et coll. (2010) a été désignée comme une étude pertinente pour la caractérisation de l’exposition (échantillons provenant de l’Amérique du Nord), la concentration correspondant à la moitié de la limite de déclaration de la méthode (limite de déclaration de la méthode = 7 ng/m³) et la concentration maximale (32 ng/m³) ont été retenues pour estimer le niveau d’exposition possible au DBP dans l’air ambiant (tableau D-1a de l’ annexe D).

Nous n’avons retrouvé aucune donnée canadienne sur la présence du DBP dans l’eau potable. Au Canada, Cao et coll. (2008) ont étudié la présence de phtalates dans les bouteilles d’eau gazéifiée et non gazéifiée, ils ont détecté du DBP dans 11 échantillons et l’ont quantifié (plage des concentrations : 0,075 à 1,72 µg/l). Ailleurs dans le monde, on a détecté du DBP dans l’eau embouteillée (Jeddi et coll., 2015, Lv et coll., 2015; Pourzamani et coll., 2017; Zaki et coll., 2018), l’eau minérale et l’eau gazéifiée (Yang et coll.2017), les eaux de surface (Li et coll., 2015; Net et coll., 2015; Selvaraj et coll., 2015; Martins et coll., 2016; Li et coll., 2017; Ji et coll., 2018 et l’eau du robinet (Liu et coll., 2015).Puisque nous ne disposons pas de données canadiennes ou nord-américaines sur les concentrations de DBP dans l’eau du robinet, nous avons utilisé la concentration moyenne (0,357 µg/l) et la concentration maximale (1,72 µg/l) de cette substance dans l’eau embouteillée non gazéifiée pour en estimer le taux d’absorption quotidienne par la population générale du Canada à partir de l’eau potable [Cao et coll., 2008] (tableau D-2a de l’annexe D).

Khosravi et Price (2015) ont signalé la présence de divers phtalates dans des sols agricoles témoins ou amendés aux biosolides, prélevés en Nouvelle-Écosse, soit une concentration de 0,14 ng/g pour les sols témoins et de 1,1 ng/g pour le sol amendé aux biosolides. Ailleurs dans le monde, Cheng et coll. (2015), Tran et coll. (2015), et Wang et coll. (2015) ont détecté le DBP dans divers sols, alors que Hongjun et coll. (2014) n’en ont pas détecté dans leurs échantillons de sol prélevés en zone urbaine, suburbaine ou rurale de Chine. La concentration de DBP signalée dans des sols agricoles témoins (0,14 ng/g; Khosravi et Price, 2015) a été retenue pour estimer les taux d’exposition possibles au DBP, par le sol au Canada (tableau D-1a de l’annexe D).

Produits de consommation

À l’échelle mondiale, le DBP peut aussi être présent dans une grande variété d’articles fabriqués, y compris des accessoires de puériculture, des jouets d’enfants, des articles de bricolage, des gants, des déchets résiduels domestiques en plastique et des balles d’exercice (HPD 1993- ; Stringer et coll., 2000; ECHA 2012; Chao et coll., 2013; Korfali et coll., 2013; AGDH 2013a; Pvinenko et coll., 2016). On a aussi signalé, au Canada, l’utilisation de DBP comme agent plastifiant dans divers types de produits fabriqués (CNRC 2012; voir le tableau 2-2; Environnement Canada, 2014).

Jouets et articles de puériculture

Plusieurs chercheurs (Stringer et coll., 2000; Biedermann-Brem et coll., 2008; Johnson et coll., 2011; Korfali et coll., 2013; Ashworth et coll., 2018) ont étudié les concentrations de DBP dans les accessoires de puériculture et les jouets d’enfants. Le tableau 9‑4 résume les teneurs en DBP présent dans les jouets et accessoires de puériculture vendus au Canada.

Tableau 9-4. Concentration de DBP (en pourcentage) dans divers jouets et accessoires de puériculture souples en vinyle vendus au Canada
Fréquence de détection Contenu
(%)
Référence
0 échantillon sur 27 < 0,1 % Santé Canada 2018a (Canada)
0 échantillon sur 117 < 0,1 % Santé Canada 2014 (Canada)
1 échantillon sur 62 > 0,1 % Santé Canada 2012 (Canada)
1 échantillon sur 38 > 0,1 % Santé Canada 2009 (Canada)
4 échantillons sur 72 > 0,1 % Santé Canada 2007 (Canada)

Le Canada, les États-Unis et l’Union européenne disposent actuellement d’une réglementation qui restreint la quantité de certains phtalates (dont le DBP) dans les jouets et accessoires de puériculture (Règlement sur les phtalates pris en vertu de la LCSPC [Canada 2016]). En Europe, les résultats du projet d’application de 2016 (ECHA 2018) ont indiqué que les phtalates affichaient l’un des taux de non-conformité les plus élevés, 20 % des jouets enfreignant l’entrée 51 de l’annexe XVII du règlement REACH (DEHP, DBP, BBP; ECHA 2018). Par ailleurs, l’USCPSC des États-Unis a récemment déclaré que le mâchonnement de jouets et des accessoires de puériculture par les nourrissons et les jeunes enfants se traduit chez eux par un taux d’exposition au DPB sous les 10 % (US CPSC CHAP 2014).

Compte tenu de la réglementation en vigueur au Canada pour la présence de DBP dans les jouets et les articles de puériculture et de l’absence de détection de DBP dans les jouets et les articles de puériculture signalée dans les études de surveillance canadiennes à partir de 2014, l’exposition devrait être négligeable, ainsi on n’a pas estimé l’absorption par voie orale découlant du mâchonnement de jouets ou d’articles de puériculture.

Produits de soins personnels

Compte tenu des avis communiqués à Santé Canada en vertu du Règlement sur les cosmétiques, le DBP serait vraisemblablement présent dans les produits cosmétiques au Canada, en particulier dans les vernis à ongles (communication personnelle de la DSPC, SC, au BERSE, SC, juillet 2015).

Koniecki et coll. (2011) ont signalé la présence du DBP dans les produits cosmétiques achetés au Canada, y compris dans les aérosols de coiffure, les mousses, les vernis à ongles, les produits nettoyants pour la peau et les shampooings de bébé. Le DBP a été détecté dans divers genres de produits de soins personnels. Ailleurs dans le monde (Guo et Kannan, 2013; Guo et coll., 2013; Liang et coll., 2013). Le tableau 9-5 résumé des études récentes mentionnant des concentrations du DBP dans les produits de soins personnels vendues en Amérique du Nord.

Tableau 9-5. Concentrations de DBP dans les produits de soins personnels
Fréquence de détection et types de produitsa Concentration (µg/g) Référence
(pays)
8 % de 85 parfums, produits capillaires et désodorisants ND-36 Koniecki et coll., 2011
(Canada)
7 % de 69 vernis à ongles, lotions et produits nettoyants pour la peau ND-24304 Koniecki et coll., 2011
(Canada)
2 % de 98 produits pour bébés ND -1,8 Koniecki et coll., 2011
(Canada)
17 % de 41 produits à rincer ND -0,69 Guo et Kannan, 2013
(E.-U.)
39 % de 109 produits à appliquer (y compris les vernis à ongles) ND-27400 Guo et Kannan, 2013
(E.-U.)
20 % de 20 produits pour bébé ND -0,22 Guo et Kannan, 2013
(E.-U.)

a Limites de détection : Koniecki et coll., 2011 (0,1 µg/g), Guo et Kannan, 2013 (0,01 µg/g).

Comme les études nord-américaines font état de faibles fréquences de détection de la substance (2 à 8 % au Canada, 17 à 39 % aux É.-U.) et que la majeure partie des concentrations trouvées dans les trois études sont sous la partie par million, nous estimons que l’exposition au DBP découlant de l’emploi de produits de soins personnels n’est pas significative. Le seul produit qui fasse exception est le vernis à ongles. En effet, les deux études nord-américaines mentionnent de fortes concentrations de DBP dans les vernis à ongles (Koniecki et coll., 2011 et Guo et Kannan, 2013). De plus, Le CPSC CHAP des É.-U. (2014) a indiqué que le vernis à ongles est un type de produit qui contribuerait probablement à plus de 10 % à l’exposition au DBP, tandis que le NICNAS AGDH (2013) a mentionné que ce type de produit contiendrait fort possiblement la plus grande quantité de DBP. L’estimation d’une exposition cutanée par l’emploi de vernis à ongles, selon la pire des hypothèses représentatives, figure au tableau 9-6.

Tableau 9-6. Estimation de l’exposition cutanée par l’emploi de vernis à onglesa
Type de produit Concentrations
(µg/g)
Absorption
(µg/kg p.c./j)
Vernis à ongles moyenne = 5280
maximale = 27 400b
moyenne = 0,16
maximale = 0,83

a Un facteur d’absorption cutanée de 10 % a été appliqué. Voir l’annexe d’Environnement Canada et Santé Canada (2015b) pour plus de précisions sur la méthode de caractérisation de l’absorption cutanée de phtalates à chaîne moyenne.
b
Guo et Kannan, 2013.

Les taux d’exposition estimés au DBP découlant de l’emploi de vernis à ongles pour les concentrations moyennes et maximales étaient respectivement de 0,16 et 0,83 µg/kg pc/j.

Autres produits de consommation

À l’échelle mondiale, le DBP peut être présent dans la peinture (AGDH 2013), une utilisation également signalée au Canada (Environnement Canada 2014). De plus, le DBP peut servir à fabriquer des produits susceptibles d’entrer en contact avec la peau (ECHA 2012; AGDH, 2013; Environnement Canada, 2014). La présence du DBP a été signalée dans 23 de 35 échantillons (< 3,0 à 120 mg/kg) de vêtements pour enfants (Brigden et coll., 2013). On a également signalé sa présence dans des jeans, la substance s’étant ensuite propagée aux jambes chez les adultes (mesures faites à l’aide de lingettes cutanées), en Chine en Chine (Gong et coll., 2016) et dans des tissus de coton et de polyester (détection > 90 %) achetés aux États-Unis (Saini et coll., 2016). Le DBP est également présent comme ingrédient non médicinal dans un produit de santé naturel topique homologué au Canada (BDPSNH modifiée 2018). Sa présence a également été signalée dans les médicaments traditionnels en Chine et dans les médicaments occidentaux aux États-Unis (Jia et coll., 2017). Aux États-Unis, la CPSC CHAP (2014) n’a pas évalué l’exposition cutanée aux articles contenant du DBP.

On estime que les données de biosurveillance disponibles au Canada permettent de rendre compte de l’exposition au DBP par l’emploi de ces produits et il n’y a donc pas eu d’estimation de l’exposition.

DEHP

Biosurveillance

Plusieurs métabolites du DEPHNote de bas de page 11  ont fait l’objet d’une surveillance dans les études de cycle 1 (2007-2009, 6-49 ans, n = 3 235, MEHP MEOHP, MEHHP), et du cycle 2 (2009-2011, 3-79 ans, n = 2 498, MEHP, n = 2 562, MEOHP, n = 2 561, MEHHP) ayant dépassé les 99 % dans tous les échantillons (Santé Canada, 2011 b, 2013). De plus, ces métabolites ont été mesurés dans le cadre de l’IBPN (n = 492 pour les Autochtones vivant dans les réserves et sur les terres domaniales, 20 ans et plus). Il a été établi que les concentrations de MEHP, de MEHHP et de MEOHP (moyennes géométriques) dans l’urine étaient plus faibles sur le plan statistique dans les échantillons de l’IBPN, que les concentrations observées dans ceux de la population étudiée dans le cycle 1 de l’ECMS pour la population des 20 ans et plus (APN, 2013).

Dans le cadre de trois études en cohortes, Santé Canada a également surveillé les métabolites du DEHP, soit dans l’étude P4 (surveillance de 5 métabolites de DEHPNote de bas de page 12 ; Arbuckle et coll., 2016, tableau S3), dans l’étude MIREC (surveillance de 3 métabolites de DEHPNote de bas de page 13 ; Arbuckle et coll., 2014) et dans l’étude MIREC-CD Plus (surveillance de 5 métabolites de DEHPNote de bas de page 14 ; communication personnelle de la DSEER, SC, au BERSE, SC, octobre 2013, 2014, sans référence). Les trois enquêtes ont signalé des fréquences élevées (> 90 %) de détection de tous les métabolites.

À la lumière des ensembles de données de l’ECMS (Cycle 2) et des études P4, MIREC et MIREC-CD Plus, les taux d’absorption ont été estimés par dosimétrie inverse, comme nous l’avons précédemment décrit. Les taux d’absorption mesurés par la biosurveillance sont présentés dans le tableau 9-7 ci-dessous (pour d’autres précisions sur la méthode, voir l’annexe C).

À la lumière des données de biosurveillance (toutes sources confondues, étude ECMS), le groupe le plus exposé est composé des enfants de 3 à 5 ans avec des taux d’absorption médian et au 95e centile respectivement de 4,0 et 12 µg/kg pc/j. Chez les personnes plus âgées (19 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, étude MIREC) se compose des femmes enceintes de 18 ans et plus, avec des taux d’absorption médian et au 95e centile respectivement de 1,6 et 8,4 µg/kg pc/j. Par ailleurs, le taux d’exposition estimé plus élevé chez les femmes enceintes par rapport à celles qui ne le sont pas s’expliquerait par plusieurs facteurs (différents échantillons de population, taille des échantillons variée, etc.), d’autant plus que les résultats proviennent de différentes études. Il n’est donc pas possible d’établir une corrélation entre la grossesse et une concentration de DEHP plus élevée.

Tableau 9-7. Taux d’absorption quotidiens de DEHP trouvés par biosurveillance (µg/kg pc/j)a
Groupe d’âge Étude Hommes /
femmes
n Moyenne arithmétique 50e 75e 95e
1-4 mois P4 Les deux sexes 48 0,81 0,42 0,69 1,4
2-3 ans MIREC-CD Plus Les deux sexes 198 3,4 2,6 4,0 8,9
2-3 ans ECMS Les deux sexes 509 5,3 4 6 12b
2-3 ans ECMS Hommes 256 4,3 3 4,8 12
2-3 ans ECMS Femmes 250 3,2 2,3 3,2 8,1b
12-19 ans ECMS Hommes 249 2,1 1,4 2,4 5,6b
12-19 ans ECMS Femmes 250 2 1,2 1,8 4
18 ans + MIREC Femmes (enceintes) 1713 3,4 1,6 2,7 8,4
19 ans + P4 Femmes (enceintes) 31 c 2,2 1,6 2,3 5,2
20-49 ans ECMS Hommes 284 1,6 1 1,8 4,9b
20-49 ans ECMS Femmes 274 1,4 1,0 1,5 2,7
50-79 ans ECMS Hommes 205 1,3 0,88 1,3 -
50-79 ans ECMS Femmes 209 1,2 0,94 1,3 -

- = Aucune donnée.
a
Données pour les femmes et les hommes tirées de : P4 et MIREC (femmes enceintes), P4 (nourrissons), MIREC-CD Plus (enfants – résultats préliminaires et ECMS (Cycle 2)
b
On doit utiliser ces données avec prudence.
c
n = 31 femmes enceintes, 542 échantillons individuels ponctuels, les participantes ont fourni plusieurs échantillons d’urine au cours de deux visites.

Milieux environnementaux et aliments

La sous-population la plus exposée au DEHP dans les milieux environnementaux et par les aliments se composait des enfants de six mois à 4 ans, avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 10,45 µg/kg pc/j (tendance principale) ou 27,57 µg/kg pc/j (limite supérieure des concentrations) [tableau D-3a de l’annexe D].

Air intérieur et poussière

Le DEHP a été mesuré dans l’air intérieur de maisons canadiennes à Ottawa et à Toronto (détecté dans 100 % de 51 maisons, plage : 5,55-1 409 ng/m3, médiane : 30,4 ng/m3, moyenne : 148 ng/m3; Santé Canada 2017). Une autre étude a mesuré le DEHP dans l’air intérieur de 75 maisons canadiennes (médiane : 88 ng/m3, plage : 8,8‑2 100 ng/m3; Zhu et coll., 2007). Le DEHP a également été mesuré dans l’air intérieur de maisons aux États-Unis et ailleurs dans le monde (Blanchard et coll., 2014; Lin et coll., 2014; Takeuchi et coll., 2014; Tran et Kannan 2015; Bu et coll., 2016; Luongo et coll., 2016; Tran et coll., 2017; Wei et coll., 2017; Martinez et coll., 2018; Giovanoulis et coll., 2018). Les concentrations les plus élevées de DEHP dans l’air intérieur canadiennes ont été mesurées par Zhu et coll. (2007), soit une concentration médiane = 88 ng/m³ et une concentration maximale = 2 100 ng/m³ pour estimer de façon prudente le taux d’absorption quotidienne par la population générale au Canada du DEHP présent dans l’air intérieur des maisons (tableau D-2a de l’annexe D).

Le DEHP a été mesuré dans le cadre de l’EPDC et a été détecté dans 100 % des 126 maisons échantillonnées au Canada (plage : 35,9–3 836 µg/g, médiane : 462 µg/g, 95e centile : 1 880 µg/g) [Kubwabo et coll., 2013]. De plus, le DEHP a été mesuré dans des échantillons de poussière prélevés dans des maisons canadiennes à Ottawa et à Toronto (détecté dans 100 % des 51 maisons, plage : 69-2 070 µg/g, médiane : 218 µg/g, moyenne : 282 µg/g; Santé Canada. 2017). Ailleurs dans le monde, la présence de DEHP a également été constatée dans la poussière domestique (Dodson et coll., 2015; Luongo et Östman 2015; Bu et coll., 2016; He et coll., 2016; Luongo et coll., 2016; Tran et coll., 2016; Subedi et coll., 2017).

L’enquête EPDC (Kubwabo et coll., 2013) a été retenue comme étude clé pour la caractérisation de l’exposition, car elle était représentative des foyers partout au Canada. La médiane (462 µg/g) et le 95e centile (1 880 µg/g) des concentrations ont été utilisés pour estimer l’apport quotidien de DEHP provenant de la poussière au Canada (tableau D-3a de l’annexe D).

Le DEHP sert comme agent plastifiant dans la fabrication automobile et des pièces d’automobiles (AGDH, 2010; ECHA 2012). Pour la population générale, l’exposition indirecte (par exemple, par dégagement gazeux) est considérée comme une source pertinente. Tran et coll. (2007) et Chi et coll. (2017) ont signalé la présence de DEHP dans l’air des véhicules au Vietnam (plage : 81 à 670 ng/m3, médiane : 241 ng/m3, moyenne : 313 ng/m3) et en Chine (moyenne : 5 289 ng/m3), respectivement. Albar et coll. (2017) ont signalé la présence de DEHP dans la poussière (plage : 62-2 446 µg/g) produite par des véhicules. Cependant, aucune donnée canadienne sur cette source d’exposition n’a été répertoriée, ce qui est un élément d’incertitude pour la présente évaluation préalable.

Aliments, préparations pour nourrisson et lait maternel

La présence du DEHP dans les aliments au Canada a été mesurée dans des échantillons par l’Étude sur l’alimentation totale de 2013 publiée par Cao et coll. (2015). Ces derniers ont détecté le DEHP dans 111 des 159 échantillons d’aliments composites (LDM = 39,0 ng/g), la plage de concentrations s’étendant de 14,4 à 714 ng/g. Le lait, les fruits et les légumes sont les principales sources d’absorption de la substance, quel que soit le groupe de population âgée d’un an et plus. Les préparations pour nourrissons sont la principale source d’absorption des nourrissons d’un an et moins.

Cao et coll. (2015) signalent des concentrations détectables (supérieures à la LD) du DEHP dans la plupart des échantillons composites de fruits et légumes. Il est difficile de cerner la provenance de cette substance, mais elle pourrait provenir de l’emballage. Ainsi, certains fruits ou légumes ont pu être emballés dans une matière plastique. De plus, certains échantillons composites comprenaient des produits en conserve ou en bocal, dont le revêtement ou le joint d’étanchéité du couvercle peut être une source de migration du DEHP dans les aliments. La contamination de l’environnement et les pratiques agricoles sont d’autres sources possibles résidus de DEHP dans les fruits et les légumes. Or, on considère que les concentrations trouvées de DEHP trouvées par l’analyse des échantillons composites de fruits et de légumes lors de l’Étude sur l’alimentation totale de 2013 sont inhabituelles, et diffèrent de la fréquence et de l’ampleur des concentrations de DEHP généralement trouvées dans ce type d’aliments (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2016). La Direction des aliments de Santé Canada a également analysé des échantillons composites de fruits et légumes dans le cadre de l’Étude sur l’alimentation totale de 2014, laquelle visait à mieux comprendre la répartition des concentrations de DEHP dans les fruits et les légumes vendus au CanadaNote de bas de page 15 . Par rapport à l’Étude sur l’alimentation totale de 2013, l’Étude sur l’alimentation totale de 2014 a rapporté une fréquence moitié moindre de détection de DEHP dans les échantillons composites de fruits et de légumes (68 % en 2013 et 30 % en 2014). De plus, les concentrations moyennes dans les échantillons ayant produit des résultats positifs en 2014 sont cinq fois plus bas que ceux des échantillons de l’étude de 2013 (61 µg/kg dans l’étude de 2014 et 331 µg/kg dans l’étude de 2013). Ainsi, les estimations de l’exposition par voie alimentaire présentées dans le présent rapport qui sont uniquement fondées sur l’Étude sur l’alimentation totale de 2013 devraient donc surévaluer l’exposition alimentaire réelle au DEHP (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2016).

La présence du DEHP dans les aliments a fait l’objet d’une surveillance dans le cadre des enquêtes 2013-2014 et 2014-2015 du PAASPA de l’ACIA (communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2014). Le DEHP a été détecté (LD : 0,05 µg/g) dans 8 % des 1518 échantillons d’aliments transformés et transformés. Les concentrations de DEHP trouvées se situaient entre 0,27 et 76,2 µg/g, la concentration moyenne étant de 2,09 µg/g. Ailleurs dans le monde, le DEHP a été détecté dans les aliments et les boissons (Sajid et coll., 2016; Li et coll., 2016; Yang et coll., 2017; Giovanoulis et coll., 2018).

Le lait maternel a fait l’objet d’une surveillance dans le cadre de l’étude MIREC qui a détecté du DEHP dans 23 échantillons (n = 305, concentration moyenne dans les échantillons à résultats positifs = 0,0977 µg/g, plage des concentrations ≤ LDM à 0,236 µg/g, LDM moyenne = 0,0668 µg/g) [communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, octobre 2014]. Ailleurs dans le monde, on retrouvé du DEHP dans le lait maternel en Suède (Högberg et coll., 2008) et en Allemagne (Fromme et coll., 2011), mais pas en Italie (Guerranti et coll., 2013). Or, puisque le corps humain dégrade directement le DEHP en plusieurs métabolites (Koch et Calafat, 2009), on ne devrait pas le retrouver en grande quantité dans le lait maternel.

Trois métabolites du DEHPNote de bas de page 16  ont fait l’objet d’une évaluation dans le lait maternel dans le cadre de l’étude P4 (n = 56 échantillons de lait maternel ayant été prélevées des participantes à l’étude). L’étude a détecté le MEHP, le MEHHP et le MEOHP respectivement dans 100, 16 et 8 % des échantillons de lait maternel (Arbuckle et coll., 2016, tableau S3). Les LD étaient respectivement de 0,1, 0,019 et 0,017 µg/l. Les concentrations médiane et maximale de MEHP mentionnées étaient respectivement de 1,26 et 17,05 µg/l (Arbuckle et coll., 2016, tableau S3). On a aussi signalé la présence du MEHP dans le lait maternel en Europe (Mortensen et coll., 2005; Högberg et coll., 2008; Fromme et coll., 2011; Guerranti et coll., 2013).

Une analyse récente de 23 échantillons de préparations pour nourrissons de l’étude P4 a permis de détecter du MEHP (LD = 0,1 µg/l) dans 90 % des échantillons et du MEHHP (LD = 0,019 µg/l) dans 8 % des échantillons. Les concentrations médiane et maximale de MEHP signalées étaient respectivement de 0,469 et 2,154 µg/l. On n’a pas détecté le MEOHP (LD = 0,017 µg/l) [Arbuckle et coll., 2016, tableau S3]. Or, la fiabilité de la mesure de ces métabolites dans une préparation pour nourrissons a été minée par les fortes concentrations trouvées dans les blancs de terrain ce qui indique une contamination possible (Arbuckle et coll., 2016, tableau S2), ainsi ces données ont été écartées pour la quantification des taux d’absorption. Les données de surveillance de l’ACIA ont révélé la présence de DEHP dans un échantillon de céréale pour nourrissons (n = 7). Cette substance n’a été détectée dans aucun des échantillons de préparations pour nourrissons (n = 32) ou d’aliments pour nourrissons (n = 20) [communication personnelle de la DA, SC, au BERSE, SC, avril 2014]. En Italie, au R.-U. et ailleurs en Europe, on a détecté le DEHP dans divers aliments pour bébé en Italie (Russo et coll., 2016) et des préparations pour nourrissons (Sørensen, 2006; Bradley et coll., 2013a; Cirillo et coll., 2015).

À partir des données de l’Étude sur l’alimentation totale, nous avons calculé une estimation probabiliste des taux d’absorption par la population générale du Canada du DEHP présent dans les aliments. Ces résultats figurent au tableau D-3b de l’annexe D et la méthode employée pour estimer les taux d’absorption probabilistes est présentée à l’annexe E. Les concentrations médiane (1,26 µg/l) et maximale (17,05 µg/l) de MEHP (métabolite du DEHP) mesurées dans le lait maternel par l’étude P4 ont servi à la caractérisation de l’exposition (tableau D-2a de l’annexe D). On remarquera que l’estimation de l’exposition par voie alimentaire est nettement plus élevée que celle tirée des résultats de la biosurveillance (voir les tableaux 9-7 et D-3b). Comme nous l’indiquions plus haut, cet écart devrait s’expliquer par la détection plus élevée de DEHP dans les aliments fortement consommés, comme l’a rapporté l’Étude sur l’alimentation totale de 2013, ce qui est notamment le cas de certains fruits et légumes.

Air ambiant, eau potable et sol

Nous n’avons retrouvé aucune donnée canadienne sur la présence du DEHP dans l’air ambiant. Ailleurs dans le monde, Li et Wang (2015) ont détecté la présence du DEHP dans l’air extérieur. Rudel et coll. (2010) qui ont mesuré l’air ambiant à l’extérieur des maisons aux É.-U. ont détecté la substance dans 14 % des 43 échantillons (LDM = 40 ng/m³; concentration médiane non déclarée; concentration maximale = 230 ng/m³). Nos avons considéré l’étude de Rudel et coll. (2010) comme l’étude pertinente pour la caractérisation de l’exposition (échantillons provenant de l’Amérique du Nord), et avons retenu la concentration correspondant à la moitié de la limite de déclaration de la méthode (40 ng/m³) et la concentration maximale (230 ng/m³) pour estimer le niveau d’exposition possible au DEHP dans l’air ambiant (tableau D-1a de l’annexe D).

Nous n’avons trouvé aucune donnée canadienne sur la présence du DEHP dans l’eau potable. Au Canada, Cao et coll. (2008) ont étudié la présence de phtalates dans l’eau embouteillée, gazéifiée et non gazéifiée, et ont détecté et quantifié la présence du DEHP dans 11 échantillons (concentrations entre 0,052 et 0,338 µg/l). Ailleurs dans le monde, le DEHP a également été détecté et quantifié dans l’eau embouteillée (Jeddi et coll., 2015; Pourzamani et coll., 2017; Zaki et coll., 2018), l’eau minérale et l’eau gazéifiée (Yang et coll.2017), l’eau potable (Liu et coll., 2015), et les eaux de surface (Li et coll., 2015; Net et coll., 2015; Selvaraj et coll., 2015; Martins et coll., 2016; Li et coll., 2017). En l’absence de données canadiennes ou nord-américaines sur les concentrations de DEHP dans l’eau du robinet, nous avons utilisé les concentrations moyenne (0,102 µg/l) et maximale (0,338 µg/l) de DEHP dans l’eau non gazéifiée embouteillée pour estimer le taux d’absorption quotidienne de cette substance présente dans l’eau potable par la population générale du Canada (Cao et coll., 2008) [tableau D-3a de l’annexe D].

Khosravi et Price (2015) ont signalé la présence de divers phtalates dans des sols agricoles témoins et amendés aux biosolides, prélevés en Nouvelle-Écosse. Ils ont rapporté une concentration de 0,06 ng/g de DEHP dans les sols témoins et de 4,3 ng/g dans les sols amendés. On a signalé la présence de DEHP dans le sol, ailleurs dans le monde (Cheng et coll., 2015; Tran et coll., 2015; Wang et coll., 2015; Skrbic et coll., 2016; Li et coll., 2016; Zhang et coll., 2016; Wang et coll., 2018). La concentration de DEHP dans des sols agricoles témoins (0,06 ng/g) publiée par Khosravi et Price (2015) a été retenue pour estimer les taux d’exposition possibles au DEHP par le sol au Canada (tableau D-3a de l’annexe D).

Produits de consommation

À l’échelle mondiale, on peut trouver du DEHP dans une grande variété d’articles fabriqués, y compris des accessoires de puériculture, des jouets d’enfants, des articles de bricolage, des produits électroniques, des textiles, des déchets résiduels domestiques en plastique; des gants (Stringer et coll., 2000; AGDH, 2010; USCPSC 2010; ECHA 2012; Chao et coll., 2013; Korfali et coll., 2013; Pvinenko et coll., 2016). Au Canada, le DEHP est aussi utilisé comme agent plastifiant dans divers types de produits fabriqués (CNRC 2012; voir le tableau 2-2; Environnement Canada, 2014).

Le DEHP est également présent dans la peinture (AGDH, 2010). L’utilisation de cette substance a aussi été signalée au Canada (Environnement Canada, 2014).

À l’échelle mondiale, le DEHP peut servir à la fabrication d’articles susceptibles d’entrer en contact avec la peau (AGDH, 2010; ECHA 2012; CNRC 2012; Chao et coll., 2013; HPD, 2014; USCPSC CHAP, 2014). Le CPSC CHAP des É.-U. (2014) a signalé que l’exposition cutanée au DEHP par des articles qui le contiennent (parc d’enfant, tapis à langer) contribuerait à hauteur de plus de 10 % à l’exposition des nourrissons et des jeunes enfants au DEHP. On a également signalé sa présence dans des jeans, la substance s’étant ensuite propagée aux jambes chez les adultes (mesures faites à l’aide de lingettes cutanées), en Chine (Gong et coll., 2016) et dans des tissus de coton et de polyester (détection > 90 %) achetés aux États-Unis (Saini et coll., 2016).

Les chercheurs estiment que les données de biosurveillance disponibles au Canada peuvent rendre compte de l’exposition au DEHP par ces produits, et c’est pourquoi aucune estimation de l’exposition n’a été établie.

Jouets et articles de puériculture

De nombreuses études ont porté sur les concentrations de DEHP dans les jouets d’enfants et les accessoires de puériculture (Stringer et coll., 2000; Biedermann-Brem et coll., 2008; Johnson et coll., 2011; Korfali et coll., 2013; Ashworth et coll., 2018; Makkliang et coll., 2017). Le tableau 9-8 contient un résumé des concentrations déclarées de DEHP dans les jouets et les accessoires de puériculture offerts au Canada.

Tableau 9-8. Pourcentage de concentration du DEHP dans divers jouets et accessoires de puériculture offerts au Canada
Fréquence de détection Contenu en % Référence
8 échantillons sur 27 0,006-36 %a Santé Canada 2018a (Canada)
1 échantillon sur 117 6,9 % Santé Canada 2014 (Canada)
6 échantillons sur 62 > 0,1 à 37 % Santé Canada 2012 (Canada)
15 échantillons sur 38 > 0,1 à 54 % Santé Canada 2009 (Canada)
33 échantillons sur 72 > 0,1 à 22,8 % Santé Canada 2007 (Canada)

a Parmi les huit échantillons où la présence de DEHP a été détectée, cinq échantillons présentaient une concentration inférieure à la limite réglementaire (0,1 %), avec des concentrations de 0,006 à 0,03 %, et trois présentaient une concentration supérieure de l’ordre de 1,5 à 36 %. Pour les trois échantillons dépassant la limite réglementaire, la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada a pris des mesures coercitives pour retirer ces produits du marché canadien.

À l’heure actuelle, le Canada (tout comme les É.-U. et l’UE) dispose d’une réglementation qui restreint la quantité de certains phtalates (dont le DEHP) dans des jouets et des accessoires de puériculture (Règlement sur les phtalates pris en vertu de la LCSPC [Canada 2016]). En Europe, les résultats du projet d’application de 2016 (ECHA 2018) ont indiqué que les phtalates affichaient l’un des taux de non-conformité les plus élevés, 20 % des jouets enfreignant l’entrée 51 de l’annexe XVII du règlement REACH (DEHP, DBP, BBP; ECHA 2018). Par ailleurs, la CPSC des États-Unis a récemment déclaré que moins de 10 % des expositions au DEPH subies par les nourrissons et les jeunes enfants proviennent de leur mâchonnement de jouets et d’accessoires de puériculture (USCPSC CHAP, 2014).

Compte tenu des règlements déjà en place pour le DEHP dans les jouets et articles de puériculture au Canada, nous n’avons pas quantifié l’exposition à cette substance, ni estimé son absorption par voie orale due au mâchonnement de jouets ou d’articles de puériculture.

Produits de soins personnels

Compte tenu des avis communiqués en vertu du Règlement sur les cosmétiques de Santé Canada, le DEHP ne devrait vraisemblablement pas être présent dans les produits cosmétiques au Canada (communication personnelle de la DSPC, SC, au BERSE, SC, juillet 2015). Au Canada, Koniecki et coll. (2011) ont signalé la présence du DEHP dans divers produits de soins personnels et il en va de même ailleurs dans le monde (Guo et Kannan, 2013; Guo et coll., 2013). Liang et coll. (2013) n’ont toutefois pas détecté de DEHP dans les produits cosmétiques en Chine. Par ailleurs, le DEHP a été retrouvé dans certains types de parfums (entre 0 et 46 ppm, produit Not too Pretty, 2015). Cette présence pourrait être attribuable à la migration à partir l’emballage. Le tableau 9-9 présente un résumé de publications récentes sur la concentration de DEHP retrouvé dans les produits de soins personnels en Amérique du Nord.

Tableau 9-9. Concentrations du DEHP dans les produits de soins personnels
Fréquence de détection et types de produitsa Concentration
(µg/g)
Référence (pays)
5 % de 85 parfums, produits capillaires et désodorisants ND-521 Koniecki et coll., 2011 (Canada)
4 % de 69 vernis à ongles, lotions et produits nettoyants pour la peau ND-1045 Koniecki et coll., 2011 (Canada)
1 % de 98 produits pour bébés ND-15 Koniecki et coll., 2011 (Canada)
76 % de 41 produits à rincer ND-6.15 Guo et Kannan, 2013 (E.-U.)
66 % de 109 produits à appliquer ND-135 Guo et Kannan, 2013 (E.-U.)
40 % de 20 produits pour bébé ND-8.22 Guo et Kannan, 2013 (E.-U.)

a Limites de détection : Koniecki et coll., 2011 (0,1 µg/g), Guo et Kannan 2013 (0,01 µg/g).

Le DEHP figure sur la Liste des ingrédients dont l’usage est interdit et restreint au Canada (Santé Canada, 2011a) et son utilisation n’a pas été signalée au Canada (courriel de juillet 2015 de la DSPC au BERSE, Santé Canada). De plus, les auteurs d’une étude canadienne ont signalé que la fréquence de détection de la substance est faible (entre 1 et 5 %) et que la majeure partie des concentrations se situent sous une partie par million. Il s’ensuit que l’exposition au DEHP à partir de produits cosmétiques et de soins personnels n’est pas considérée comme importante. Il n’y a donc eu aucune estimation de l’exposition à partir de ces sources.

Jouets sexuels

Aucune utilisation canadienne de DEHP dans les jouets sexuels n’a été déclarée dans le cadre de l’enquête auprès de l’industrie menée en vertu de l’article 71 (Environnement Canada 2014a). Étant donné les modes d’utilisation mondiaux, il existe une possibilité que les jouets sexuels contiennent du DEHP. La présence de ce dernier a été signalée dans 8 échantillons sur 15 de jouets sexuels analysés en l’UE et dans lesquels on a trouvé des concentrations se situant entre 0,73 et 702 mg/g (le ministère d’État à l’Environnement et à la Santé publique de l’État de la Bavière, 2012). L’Agence de protection de l’environnement du Danemark a publié un rapport qui contenait une évaluation de l’exposition au DEHP à partir de ces produits et des taux d’absorption calculés, lesquels s’établissaient à 1,7 et à 47 µg/kg pc/j, dans les cas d’exposition normale et les pires hypothèses d’exposition, respectivement (Nilsson et coll., 2006).

Instruments médicaux

À l’échelle mondiale, on signale l’utilisation du DEHP à des fins médicales (ECHA 2012). Les appareils et les instruments médicaux peuvent donc être une source d’exposition au DEHP. Le Canada propose actuellement de lignes directrices sur l’utilisation du DEHP dans les appareils et les instruments médicaux. Toutefois, le manque de données et l’incertitude à l’égard d’estimations quantitatives de l’exposition à partir d’appareils et d’instruments médicaux font en sorte que cette exposition n’a pas été quantifiée et cette exposition demeure incertaine aux fins de la présente évaluation préalable.

DnHP

Aucune donnée canadienne n’a été trouvée concernant la présence de DnHP dans l’air ou dans l’eau. Ailleurs dans le monde, le DnHP a été détecté dans l’air intérieur des maisons au Vietnam (plage : ND-1,53 ng/m3; Tran et coll., 2017). Il a été détecté dans l’eau potable à Bogota, en Colombie (0,01-37 µg/l; Bedoya-Rios et coll., 2018).

L’enquête EPDC s’est intéressée au DnHP et l’a détecté dans 98 % des maisons. Elle a mentionné les concentrations suivantes : non détecté à 264 µg/g; valeur médiane = 3,8 µg/g; 95e centile = 62 µg/g (Kubwabo et coll., 2013). Le DnHP a aussi été signalé dans la poussière domestique aux É.-U. (Dodson et coll., 2015). Nous avons choisi l’étude canadienne (Kubwabo et coll., 2013) comme principale étude de caractérisation de l’exposition, la concentration médiane (3,8 µg/g) et au 95e centile, à 62 µg/g, ayant été retenus pour estimer le taux d’absorption quotidien dans la population générale du Canada à partir du DnHP contenu dans la poussière domestique (tableau D-4a de l’annexe D). Le DnHP a également été détecté dans la poussière au Vietnam (Tran et coll., 2016).

Nous n’avons pas trouvé de donnée canadienne ou nord-américaine sur la présence du DnHP dans le sol. Hongjun et coll. (2014) ont détecté du DnHP a été détecté dans tous leurs échantillons de sol prélevés en Chine (milieu urbain, n = 17; médiane = 0,018 µg/g, maximum = 0,019 µg/g; milieu suburbain, n = 28, médiane = 0,016 µg/g, maximum = 1,227 µg/g; milieu rural, n = 37, médiane = 0,016 µg/g, maximum = 0,1 µg/g) sols en Chine (Hongjun et coll., 2014) et ailleurs en Chine (Li et coll., 2016; Zhang et coll., 2016). En raison de la faible quantité de données sur la présence du DnHP dans le sol, nous n’avons pas estimé l’absorption de cette substance à partir de cette source.

Nous n’avons trouvé aucune donnée canadienne sur la présence du DnHP dans les aliments. Une étude américaine a porté sur un grand nombre de phtalates, dont le DnHP, dans une variété de produits alimentaires (Schecter et coll., 2013). Nous avons utilisé les données de cette étude pour produire l’estimation de l’exposition à cette substance par les aliments, au moyen d’une méthode probabiliste (tableau D-4b de l’annexe D). Ailleurs dans le monde, le DnHP a été détecté dans les aliments en Chine (Li et coll., 2016). Toutefois, il n’a pas été détecté dans le lait en Arabie saoudite (Sajid et coll., 2016).

La sous-population la plus exposée à la substance contenue dans la poussière et les aliments se composait des nourrissons (0 à 0,5 an), avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,019 µg/kg pc/j (tendance principale) et 0,31 µg/kg pc/j (limite supérieure des concentrations) [tableau D-4a de l’annexe D].

En réponse à une demande faite en vertu de l’article 71 (Environnement Canada, 2014), aucune divulgation n’a été faite par l’industrie. Au vu de ces réponses négatives et de l’absence d’information sur la présence du DnHP dans les bases de données sur les produits, nous nous attendons à ce que l’exposition au DnHP à partir des produits de consommation soit négligeable.

DIOP

Nous n’avons retrouvé aucune donnée sur la présence du DIOP dans l’air, l’eau, le sol et les aliments et, donc, nous n’avons pas estimé de taux d’absorption à partir de ces sources.

L’enquête EPDC s’est intéressée au DIOP et l’a détecté dans 87 % des maisons. Elle a mentionné les concentrations suivantes : concentration = non détecté à 1165 µg/g; valeur médiane = 6,6 µg/g; 95e centile = 28,6 µg/g (communication personnelle entre la DSSER et le BERSE, Santé Canada). Nous avons choisi ces données comme principale étude de caractérisation de l’exposition et retenu la concentration médiane de 6,6 µg/g et au 95e centile, à 28,6 µg/g, pour estimer le taux d’absorption quotidien par la population générale du Canada du IOP contenu dans la poussière domestique (tableau D-5 de l’annexe D).

Au Canada, on a signalé aussi l’utilisation du DIOP comme agent plastifiant dans la fabrication de divers produits (voir le tableau 5-1; Environnement Canada, 2014). Toutefois, eu égard à la faible quantité de DIOP déclarée au Canada (voir le tableau 4-2), nous n’avons pas estimé le taux d’exposition du consommateur au DIOP découlant de l’emploi de ces produits.

La sous-population la plus exposée à la poussière se composait des nourrissons (0 à 0,5 an) dont les taux d’absorption quotidienne total se situaient 0,033 et à 0,14 µg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement (tableau D-5 de l’annexe D).

9.1.3 Phtalates à chaîne longue

Le rapport ECS sur les PCL (Environnement Canada et Santé Canada 2015d) contient des renseignements détaillés sur les phtalates à chaîne longue (PCL) traités dans cette section.

DIDP

Les estimations des taux d’exposition reposent sur les résultats de la biosurveillance et les données sur la présence du DIDP dans la poussière, les aliments et les articles de plastique. Elles figurent dans le rapport ECS sur les PCL (Environnement Canada et Santé Canada, 2015d) et sont résumées plus bas. À l’étranger, la présence du DIPP a récemment été étudiée dans le sol (Tran et coll., 2015), l’air intérieur (Takeuchi et coll., 2014; Giovanoulis et coll., 2018), la poussière (Luongo et Östman 2015; Luongo et coll., 2016; Giovanoulis et coll., 2018), et l’eau du robinet (Yang et coll., 2014). Le DIDP a également été mesuré dans les jouets et articles de puériculture à des concentrations supérieures à la limite réglementaire de 10 % des jouets testés en Europe (ECHA 2018). Ces nouvelles valeurs n’ont toutefois pas modifié l’estimation antérieure de l’exposition publiée par Environnement Canada et Santé Canada (2015d).

À la lumière des données de biosurveillance, le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, NHANES) se composait des garçons de 6 à 11 ans, avec des taux d’absorption médian et au 95e centile respectivement de 1,4 et 4,4 µg/kg pc/j. Pour ce qui est des personnes plus âgées, le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, NHANES) est composé des adultes de 20 ans et plus, avec des taux d’absorption médian et au 95e centile respectivement de 0,76 et de 4,4 µg/kg pc/j, chez les hommes, et de 0,65 (médian) et de 4,9 µg/kg pc/j (95e centile) chez les femmes.

La sous-population la plus exposée au DIDP présent dans la poussière et les aliments se composait des nourrissons et des jeunes enfants (0,5 à 4 ans), avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,514 et à 2,87 µg/kg pc/j selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement. Dans le cas des personnes de 12 ans et plus, le groupe le plus exposé se composait des adolescents (12-19 ans), présentant des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,075 et à 0,726 µg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement.

Les taux d’absorption quotidiens au DIDP par exposition cutanée à partir du contact avec des articles en plastique étaient de 0,27 et 2,16 µg/kg pc/j, selon un taux d’exposition de limite inférieure et un taux d’exposition de limite supérieure, respectivement. Pour ce qui est des adultes exposés à des articles de plastique (femmes de 20 ans et plus), les concentrations quotidiennes estimées étaient de 0,27 et de 0,85 µg/kg pc/j, selon des hypothèses de taux d’exposition limite inférieur et supérieur, respectivement.

DUP

L’exposition au DUP a été estimée à l’aide d’articles de plastique qui en comportaient et d’échantillons de poussière. Depuis la publication du rapport ECS sur les PCL, l’ECAT de 2013 analysée le DUP, mais on n’a pu quantifier la substance au-delà de la limite de détection de la méthode (LDM moyenne = 6,97 ng/g; Cao et coll., 2015). Le rapport ECS sur les PCL présente les données d’exposition estimative du DUP (Environnement Canada et Santé Canada, 2015d) qui sont résumées plus bas.

La sous-population la plus exposée au DUP contenu dans la poussière se compose des nourrissons (0 à 0,5 an), avec des taux d’absorption quotidiens totaux de 0,0198 et 0,349 µg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement. Pour ce qui est des personnes de 12 ans et plus, le groupe le plus exposé se composait des adolescents (12-19 ans), avec des taux d’absorption quotidiens totaux de moins de 0,001 et à 0,004 µg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement.

Les taux d’absorption quotidiens des nourrissons au DUP par contact cutané avec des articles en plastique étaient de 2,7 et 21,6 µg/kg pc/j (scénarios de limites inférieure et supérieure de l’exposition). Pour ce qui est des adultes exposés à des articles de plastique (femmes de 20 ans et plus), les concentrations quotidiennes estimées étaient de 2,7 et de 8,5 µg/kg pc/j, selon des hypothèses de taux d’exposition limite inférieur et supérieur.

9.2 Évaluation des effets sur la santé

Comme le décrivent en détail les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d), les effets critiques des phtalates (c.-à-d. les phtalates à chaîne moyenne) sont leurs effets néfastes sur le développement du système reproducteur mâle, découlant de l’exposition à ces substances. Cet ensemble d’effets sur le développement de l’appareil reproducteur mâle a été baptisé « syndrome des phtalates chez le rat » (SPR) et, bien qu’il ait été essentiellement étudié chez ce rongeur, on l’a également observé chez d’autres espèces. Les effets comprennent l’altération des paramètres de féminisation (distance anogénitale [DAG] moindre chez les petits, la rétention des mamelons [RM] chez les juvéniles), les malformations du système reproducteur (cryptorchidie [CRY], hypospadias [HYP], les modifications pathologiques des testicules [MPT]) et les effets sur la fertilité (nombre, motilité et qualité des spermatozoïdes à l’âge adulte). Tout comme dans les rapports ECS, l’évaluation des dangers est structurée afin de présenter l’information à trois stades de vie différents : exposition pendant la gestation [JG 0-21], la prépuberté et la puberté [JPN 1-55] et à l’âge adulte [JPN 55+], un accent particulier étant mis sur les mâles, en raison des degrés variables de sensibilité à différents stades de vie. Lorsque que les informations étaient limitées ou en l’absence de données pour un phtalate particulier à un stade de vie précis ou pour une période d’exposition donnée (comme c’est le cas pour les substances DMP, DIBP, DMCHP, DBzP, B84P, B79P, CHIBP, BCHP, BIOP et DUP), on s’est appuyé sur une lecture croisée basée sur les effets sur la santé des analogues les plus proches (Santé Canada 2015). En outre, les effets potentiels des phtalates sur les humains ont été évalués selon la même approche que celle décrite précédemment dans les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d).

9.2.1 Phtalates à chaîne courte

DMP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne courte, ou PCC, (Environnement Canada et Santé Canada 2015a) résume les publications scientifiques sur les effets sur la santé du DMP et de son analogue le DEP. Depuis la date limite de consultation du rapport ECS sur les phtalates à chaîne courte, on n’a publié aucune nouvelle donnée sur les dangers pour les animaux.

Les tableaux 9-10, 9-11 et 9-12 présentent les critères d’effet critiques, la dose sans effet observé (DSEO) ou la dose minimale de DMP entraînant un effet observé (DMEO), publiés antérieurement dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne courte (Environnement Canada et Santé Canada 2015a). Ces valeurs seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Tableau 9-10. Sommaire des résultats pour les effets sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DMP
Stade de vie Espèce Effet (mg/kg p.c./j) DMEO (mg/kg p.c./j) DSEO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero Rats Aucun effet observé sur le développement. Aucun effet sur les paramètres SPR (JG 14 à JPN 3) S.O. 750 Gray et coll. (2000); Furr et coll. (2014)
Pré-pubère Rats (7 j) Diminution significative du taux de testostérone sérique et testiculaire*, concentration de dihydrotestostérone et ↑ poids absolu et relatif du foie 1862 (DMENO)   S.O. Oishi et Hiraga (1980a)
Adulte Rats DEP (F0, 8 sem.) ↓ testostérone sérique, augmentations temporaires des spermatozoïdes anormaux et sans flagelle à mi-dose (pas élevée), ↓ poids absolu de l’épididyme et des surrénales 1016 197 Fujii et coll. (2005)

* Ces résultats ne prouvent pas avec certitude les effets indésirables puisqu’aucun autre effet dans les testicules n’a été observé (aucun changement dans le poids des testicules, aucune inhibition de la spermatogenèse ni aucune atrophie testiculaire).
S.O. = Sans objet.

Tableau 9-11. Sommaire des résultats des études pour les effets sur la reproduction ou le développement après une exposition au DMP par voie cutanée
Stade de vie Espèce Effet (mg/kg p.c./j) DMEO (mg/kg p.c./j) DSEO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero Rats (JG 1 à 20) DEMO (maternelle) = 2380 (légère ↓ poids corporel). Aucun effet sur les petits S.O. 2380 Hansen et Meyer (1989)
Pré-pubère Rats DEP (4 sem.) DEMO systémique = 1332 ↑ poids relatif des reins et du foie (2278), aucune pathologie testiculaire observée S.O. 2278 USNTP (1995)
Adulte Rats DEP (2 ans) DMENO systémique = 743 ↓ poids absolu du cerveau, aucune pathologie testiculaire observée S.O. 743 USNTP (1995)

S.O. = Sans objet.

Tableau 9-12. Sommaire des effets critiques après une exposition au DMP par voie cutanée
Paramètre Espèce Effet DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Sub-chronique Rats (90 jours) Altérations du système nerveux et de la fonction rénale chez les mâles 1250 200 Timofieyskaya (1976)
Chronique Rat DEP (2 ans) Diminution faible, mais significative du poids absolu du cerveau des mâles 743 230 USNTP (1995)
Chronique Souris DEP (2 ans)   Diminution du poids corporel moyen des femelles 834 415 USNTP (1995)
Effets chez les humains

Une nouvelle recherche dans les écrits scientifiques a été réalisée pour trouver des données récentes sur les effets des phtalates à chaîne courte chez l’humain. Cette recherche a porté sur les critères d’effets sur la reproduction et le développement chez les garçons, car ils ont été considérés comme critères d’effet critiques pour la santé dans les rapports ECS. Les études recensées ont été évaluées à fond et leur qualité a été cotée selon une métrique d’évaluation cohérente (Downs et Black 1998). Pour ce qui est des effets sur la santé évalués (c.-à-d. concentrations d’hormones sexuelles, distance anogénitale, mensurations à la naissance, organes génitaux chez les jeunes garçons, mise bas prématurée et âge à la gestation, puberté masculine altérée, gynécomastie, modifications des paramètres du sperme, grossesse improductive et durée modifiée de la grossesse), les données étaient inexistantes ou insuffisantes pour établir un lien entre le DMP et les résultats signalés (tableau 9-13). On peut obtenir sur demande plus de détails en s’adressant à Santé Canada (2018c; 2018d).

Tableau 9-13. Résumé des niveaux de preuve permettant d’associer les phtalatesa à chaîne courte aux effets sur la santé
Effet DMP (MMP)
Concentrations d’hormones sexuelles IA (10)
Distance anogénitale NA (1)
Mesures à la naissance NA (4)
Organes génitaux des garçons NA (1)
Mise bas prématurée et âge à la gestation NA (2)
Puberté masculine altérée IA (3)
Gynécomastie NM
Modifications des paramètres du sperme IA (7)
Grossesse improductive NA (2)
Durée modifiée de la grossesse IA (1)

a Les niveaux de preuve permettant d’associer les phtalates d’intérêt à des effets sur la santé sont définis comme suit (Santé Canada 2018c, 2018d) :
IA = Preuves inadéquates : Les études disponibles sont d’une qualité, d’une cohérence ou d’une puissance statistique insuffisante pour permettre de conclure à la présence ou à l’absence d’une association.
NA = Pas de preuve d’association : Les études disponibles sont mutuellement cohérentes en ce sens qu’elles ne montrent pas d’association entre le phtalate en question et l’effet sur la santé mesuré.
NM = Valeur non mesurée dans les études de quartile 2 et supérieur (voir Santé Canada [2018c; 2018d] pour plus de détails).
() = Nombre d’études
MMP = Phtalate de monométhyle.

9.2.2 Phtalates à chaîne moyenne et phtalates supplémentaires

9.2.2.1 Phtalates à chaîne moyenne

DIBP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne, ou PCM, (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) contient un résumé des publications sur les effets sur la santé associés au DIBP. Bien que deux nouvelles études sur les dangers pour les animaux aient été trouvées depuis la date limite de consultation du rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Pan et coll., 2017; Wang et coll., 2017), aucune n’aurait d’incidence sur la caractérisation des risques, car les animaux dans ces deux études n’ont été exposés qu’à une seule dose de 450 mg DIBP/kg p.c./j, dose supérieure aux doses sans effet nocif observé (DSENO) déjà établies pour le DIBP dans l’ECS sur les phtalates à chaîne moyenne.

Le tableau 9-14 présente les critères d’effet critiques, la DSENO et la dose minimale sans effet observé (DMENO) pour le DIBP, déjà publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Ces valeurs seront utilisées pour la caractérisation des risques. Le DIBP présente une toxicité systémique faible, déjà signalée dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Ainsi, nous n’avons fixé aucun effet critique systémique.

Tableau 9-14. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement découlant de l’exposition par voie orale au DIBP
Stade de vie au cours duquel a eu lieu l’exposition Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero (JG12–21) Rats ↓ DAG, ↓ RM, effets sur la fertilité et autres effets liés au SPR; ↓ production de testostérone testiculaire 250 125 Saillenfait et coll. (2008); Furr et coll. (2014)
Prépubère Rats ↑ cellules spermatogènes apoptotiques, ↓ poids des testicules et désorganisation des filaments de vimentine dans les cellules de Sertoli 500 300 Zhu et coll. (2010)
Adulte Rats (DBP) Pathologie testiculaire, effets sur le nombre et la mobilité des spermatozoïdes, et diminution du POR 500 250 Srivastava et coll. (1990a); Zhou et coll. (2011c)

DCHP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les études sur les effets sur la santé associés au DCHP. Une nouvelle recherche dans les publications scientifiques a permis de trouver de nouvelles études portant sur le développement et la génotoxicité, lesquelles sont résumées aux tableaux 9-15 et 9-16. Li et coll. (2016) ont exposé des rats à 0, 10, 100 ou 500 mg/kg p.c./j de DCHP à partir des JG 12 à 21. Le poids corporel des jeunes mâles était grandement réduit chez les animaux traités. Ils ont a constaté une augmentation, associée à la dose de DCHP, de l’agrégation anormale des cellules fœtales et une diminution de la taille des cellules de Leydig fœtales, de la taille du cytoplasme et de la taille des noyaux, quelle que soit la dose d’essai. Ils ont constaté une diminution de la DAG et une augmentation du nombre de cas de GMN aux doses de 100 mg/kg p.c./j et plus. Dans une autre recherche, Ahbab et Barlas 2015 ont également étudié les effets de l’expositionin utero au DCHP sur le développement des petits. Des rats ont été exposés à 0, 20, 100 ou 500 mg/kg p.c./j de DCHP à partir des JG 6 à 19. Ils n’ont pas observé d’effet sur les mères, mais une augmentation de la résorption chez tous les groupes traités. Une diminution de la DAG et des modifications pathologiques des testicules a été observée à partir de 20 mg/kg p.c./j. Les DMENO obtenues dans ces études étaient inférieures à la DSENO la plus faible précédemment publiée dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne pour le DCHP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Comme le décrit le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne pour le DCHP, une diminution de la DAG a été observée à des doses supérieures chez les générations F1 (à 511 mg/kg p.c./j) et F2 (à partir de 107 mg/kg p.c./j) dans une étude sur deux générations, avec une DSENO de 21 mg/kg p.c./j (Hoshino et coll., 2005), ce qui indique la possibilité d’effets transgénérationnels induits par le DCHP. La dose de 16 à 21 mg/kg p.c./j obtenue par cette étude sur deux générations avait également été adoptée comme DMENO pour les effets sur le développement par l’étude australienne NICNAS (AGDH 2008) et l’étude américaine CPSC CHAP (2014). Ahbab et Barlas (2015) ont utilisé des souches de rats différentes de celles utilisées par Hoshino et coll. (2005) et Li et coll. (2016) [rats Wistar et rats Sprague-Dawley, respectivement]. Les DMENO les plus faibles observées pour la toxicité pour le développement étaient de 10 à 20 mg/kg p.c./j, fondées sur les modifications pathologiques des testicules à partir de 10 mg/kg p.c./j, et une DAG réduite, et une augmentation de la résorption à partir de 20 mg/kg p.c./j (Ahbab et Barlas 2015; Li et coll., 2016).

Tableau 9-15. Résumé des nouvelles études des effets du DCHP sur le développement, publiées après le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. Effets de l’exposition gestationnelle au DCHP chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces;
dose (mg/kg p.c./j); voie;
durée
(référence)
Taux de testostéronea
(T, S)
Paramètres de
féminisationb
Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc Autres paramètres de dévelop­pementd Effets
maternels
DCHP,
Rats Sprague-Dawley;
0, 10, 100, 500;
gavage;
JG 12-21
(Li et coll., 2016)
100 (T) NM (TS) 100 (DAG) NM (RM) NM (SPP) NM (CRY) NM (HYP) 10e (MPT – ↑ agrégation anormale des cellules de Leydig fœtales, ↓ taille des cellules de Leydig fœtales, taille du cytoplasme et taille des noyaux, ↑ GMN à 100) NM (FER) 10e (↓ p.c.) NM (POR) SE (VF) NM (EMB) NM (ESV) SE
DCHP
Rats Wistar albinos;
0, 20, 100, 500;
gavage;
JG 6 à 19   (Ahbab et Barlas, 2013)
NM (TT) 100 (S) 20e, f (DAG) NM (RM) NM (SPP) NM (CRY) NM (HYP) 20e (MPT – ↑ tubules séminifères atrophiés et petits, ↓ nombre de cellules germinales dans les tubules, cellules se détachant des parois des tubules, ↑ grappes de cellules de Leydig) NM (FER) 20e (↑ p.c. @ 20, 100) NM (POR) SE (VF) 20e, f (EMB-résorption) NM (ESV) SE

a Taux de testostérone mesuré (peut comprendre la quantité/production) à différents jours après la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations comprennent : la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (MPT), y compris les gonocytes multinucléés (GMN) et des effets sur la reproduction comme la fertilité (FER) chez les petits (nombre et motilité des spermatozoïdes) ou succès de la reproduction à l’âge adulte après une exposition in utero.
d
D’autres effets développementaux comprennent notamment la diminution du poids corporel (p.c.) fœtal global, la diminution du poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité fœtale (VF), l’embryotoxicité (EMB) et le nombre de cas de malformations externes, du squelette ou viscérales (ESV).
e
Dose la plus faible mesurée dans l’étude.
f
DAG absolue, DAG relative au p.c. et DAG relative au cube food de p.c. à la naissance ont été observées dans l’étude et ont présenté des différences statistiquement significatives par rapport aux animaux témoins à 20 mg/kg p.c./j (Ahbab et Barlas 2015).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Tableau 9-16. Résumé des données récentes sur le DCHP, publiées après le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne
Paramètre Détails de l’étude Résultats Référence
Génotoxicité
(in vivo)
Essai TUNEL
Espèces/souches : rat Wistar albinos femelle
Voie d’administration : orale (gavage).
Dose et durée : 0, 20, 100 ou 500 mg/kg p.c./j pendant les JG 6 à 19 (10/dose)
Des échantillons de testicules ont été prélevés à différents stades de vie (prépuberté PD20, puberté PD21, adulte PD90) des petits
(n = 8-10/groupe).
Augmentation de la dose-réponse dans les cellules apoptotiques, observée à la prépuberté et à la puberté, mais non à l’âge adulte Ahbab et coll. (2014)
Génotoxicité
(in vivo)
Essai des comètes
Espèces/souches : rat Wistar albinos femelle
Voie d’administration : orale (gavage).
Dose et durée : 0, 20, 100 ou 500 mg/kg p.c./j pendant les JG 6 à 19 (10/dose)
Des échantillons de testicules et de sang ont été prélevés au stade de vie adulte (PD90) des petits (n = 7-10/groupe)
L’augmentation du bris de l’ADN a été observée seulement aux faibles doses, sans relation dose-réponse claire Ahbab et coll. (2014)

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne pour le DCHP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) n’a retrouvé qu’une seule étude sur l’exposition limitée par voie orale et avec dose répétée de DCHP chez des femelles sexuellement immatures. On l’a jugé trop limitée et conséquemment, on ne la pas utilisée pour caractériser les risques associés au DCHP à ce stade de la vie. Par conséquent, on a plutôt utilisé les résultats obtenus dans l’étude d’Hoshino et coll. (2005) sur deux générations, mentionnés dans ledit rapport ECS, notamment les observations sur les mâles F1 exposés au DCHP, in utero, par lactation et par le régime alimentaire à partir du JPN 21 et pendant au moins10 semaines, jusqu’à l’examen macroscopique à l’autopsie. La DSENO obtenue dans l’étude de la toxicité du DCHP pour la reproduction, à la prépuberté ou la puberté, était de 18 mg/kg p.c./j chez les mâles F1, fondée une diminution observée du nombre de spermatides et de l’atrophie testiculaire commençant à 90 mg/kg p.c./j. Une réduction de la prise de poids corporel et de la consommation alimentaire a été observée chez les mâles F1 à 90 mg/kg p.c./j et plus. Ce niveau d’effet est jugé prudent, car les animaux avaient été exposés au début de leur développement, avant leur prépuberté ou leur puberté.

Les tableaux 9-17 et 9-18 présentent les critères d’effet critiques, les DSENO et les DMENO correspondantes pour le DCHP. Ces valeurs seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Tableau 9-17. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DCHP
Stade de vie Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero Rats Modifications pathologiques testiculaires, diminution de la DAG et augmentation de la résorption 10-20 S.O. Ahbab et Barlas 2015; Li et coll. (2016)
Prépubère/pubère Rats   Diminution du nombre de spermatides, atrophie testiculaire, réduction de la prise de poids corporel et réduction de la consommation alimentaire chez les mâles F1 90 18 Hoshino et coll. (2005)
Adulte Rats Légère atrophie focale des tubules séminifères chez un mâle à la plus forte dose, accompagnée avec ↓ gain de poids corporel 402 (6000 ppm  (DMEO) 80 (1200 ppm) Hoshino et coll. (2005)

S.O. = Sans objet.

Tableau 9-18. Résumé des effets systémiques critiques après l’exposition par voie orale au DCHP
Paramètre Espèce Effet DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Subchronique Rats (90 jours) Augmentation du poids du foie (femelles) 75 25 De Ryke et Willems (1977)

DMCHP

Comme le décrit le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b), le DCHP a été utilisé comme substance analogue, car on n’a relevé dans les écrits scientifiques aucune étude examinant les effets potentiels du DMCHP sur la santé, quels que soient l’espèce ou le sexe. Aucune nouvelle publication sur le DMCHP n’a paru après la date limite de consultation des publications scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. La sous-section précédente donne un résumé des effets critiques sur la santé que l’on a utilisé pour ce phtalate.

DBzP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets sur la santé du DBzP et de son analogue, le MBzP, relevés dans les publications scientifiques. Aucune nouvelle publication n’a paru après la date limite de consultation des écrits scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. Le tableau 9-19 présente les critères d’effet critiques, les DSENO ou les DMENO correspondantes pour le DBzP mentionnées PAR le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) Ces valeurs seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Tableau 9-19. Résumé des doses causant des effets critiques après une exposition par voie orale au DBzP en utilisant le MBzP comme analogue le plus proche
Stade de vie Espèce   Effets   DMENO
(mg/kg p.c./j)
DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero Rats (MBzP) ↓ DAG et ↑ cryptorchidie 250 167* (DMENO pour la toxicité systémique d’après ↓ consommation alimentaire et ↓ p.c.) Ema et coll. (2003)
Prépuberté, puberté, adulte Rats (MBzP) ↓ nombre de spermatozoïdes (20 %) 250  (DMEO) S.O. Kwack et coll. (2009)

* La toxicité maternelle observée à cette dose n’a pas été considéré lors du choix des effets néfastes chez les jeunes mâles.
S.O. = Sans objet.

B84P

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets sur la santé du B84P et de ses analogues, relevés dans les écrits scientifiques. Aucune nouvelle publication n’a paru après la date limite de consultation des écrits scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. Les tableaux 9-20 et 9-21 présentent les critères d’effet critiques, les DSENO et (le cas échéant) les DMENO correspondantes pour le B84P, mentionnées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Ces valeurs seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Tableau 9-20. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au B84P
Stade de vie Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero Rats (BBP) ↓ poids corporel (mâles et femelles F1/F2) et ↓ DAG à la naissance chez les mâles F2a; ↓ testostérone testiculaire 100 50 Aso et coll. (2005); Nagao et coll. (2000); Tyl et coll. (2004); Furr et coll. (2014)
Prépuberté/
puberté
Rats (MBzP) ↓ nombre et mobilité des spermatozoïdes 250  (DMEO) S.O. Kwack et coll. (2009)
Préberté/
puberté
Rats (BBP) ↓ nombre et mobilité des spermatozoïdes 500  (DMEO) S.O. Kwack et coll. (2009)
Adulte Rats (BBP) ↓ poids absolu des épididymes, hyperplasie des cellules de Leydig dans les testicules et ↓ spermatozoïdes dans la lumière des épididymes 400 200 Aso et coll. (2005)

a Une hausse statistiquement significative de la DAG chez la génération F1 et une baisse du poids des jeunes femelles de la génération F2 au JPN0 ont également été signalées à une dose de 100 mg/kg p.c./jour.

S.O. = Sans objet.

Tableau 9-21 Résumé des effets systémiques critiques après une exposition au B84P par voie orale
Paramètre Espèce Effet DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Subchronique Rats (3 mois) (BBP) Modifications histopathologiques dans le pancréas, altérations pathologiques cliniques du foie et augmentation significative du poids relatif des reins chez le rat mâles 381 151 Hammond et coll. (1987)

DIHepP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets sur la santé dus au DIHepP, relevés dans les publications scientifiques. Aucune nouvelle publication n’a paru après la date d’examen des écrits scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. Les tableaux 9-22 et 9-23 présentent les critères d’effet critiques, les DSE(N)O ou les DME(N)O correspondantes pour le DIHepP, précédemment mentionnées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b. Ces valeurs seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Tableau 9-22. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DIHepP
Stade de vie Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero Rats ↓ significative de la DAG chez les jeunes mâles F2 309–750 64–168 McKee et coll. (2006)
Prépuberté/
puberté
Rats ↓ significative de la DAG; séparation du prépuce différée, rétention des mamelons, hypospadias et cryptorchidie chez les petits rats F1 419–764 227–416 McKee et coll. (2006)
Adulte Rats Aucun effet néfaste jusqu’à la dose maximale d’essai S.O. 404–623 McKee et coll. (2006)

S.O. = Sans objet.

Tableau 9-23. Résumé des effets systémiques critiques après l’exposition par voie orale au DIHepP
Paramètre Espèce Effet DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Subchronique Rats   ↑ poids du foie et des reins et anomalies histopathologiques à 222–716 mg/kg p.c./jour 222-716 50-162 McKee et coll. (2006)
Chronique Rats Augmentation du poids du foie et des reins, associée à l’hypertrophie centriobulaire chez les mâles et les femelles F1 227-750 50-168 McKee et coll. (2006)

B79P

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets sur la santé du B79P et de ses analogues, relevés dans les publications scientifiques. De nouvelles études importantes ont paru après la date limite de consultation des publications scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. Elles sont décrites dans les sous-sections qui suivent et seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Premier stade de développement : exposition in utero au B79P

Trois études sur l’exposition par voie orale chez le rat ont été relevées : elles portaient sur les effets du B79P pendant le développement, notamment une étude déjà été mentionnée dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. Ces études ont toutes examiné les effets du B79P lors de la gestation chez des rates, pendant la fenêtre de programmation de la masculinisation des fœtus aux JG 15-17. Le tableau 9‑21, plus bas résume ces études.

Dans une étude sur le développement présentée par l’industrie, aux JG 6 à 20m, Tyl et coll. (2012) ont exposé des rats Sprague-Dawley à du B79P à des concentrations cibles de 0, 250, 750 ou 3750 ppm par le régime alimentaire (ingestions rapportées : 0, 19, 58 et 288 mg/kg p.c./j). Aucun effet n’a été constaté sur le poids corporel des mères, bien que la consommation alimentaire ait augmenté d’une manière significative associée à la dose dans les deux groupes ayant reçu la dose la plus élevée. Lors de l’autopsie, on a constaté que pour la dose maximale, les poids absolu et relatif du foie avaient beaucoup augmenté; l’examen histologique n’a révélé aucun effet néfaste. De plus, on n’a constaté aucun effet sur le nombre moyen de fœtus vivants par portée ou sur le poids corporel fœtal. Aucune différence entre les groupes en termes de nombre de cas (fœtus ou portée), de malformations ou de variations externes, ou de encore malformations squelettiques n’a été mentionnée. De même, aucune différence dans le nombre total de malformations (externes, viscérales, squelettiques) n’a été relevée. Les auteurs ont conclu à l’existence d’une toxicité maternelle qu’à la dose maximale, assortie d’une augmentation du poids absolu et relatif du foie, et « aucun résultat indésirable chez les descendants prénataux quelle que soit la dose ». Les paramètres propres aux SPR (DAG, RM, SPP, etc.) n’ont pas été publiés.

Dans la deuxième étude réalisée par l’industrie, Tyl et coll. (2013) ont également examiné la toxicité pour la reproduction sur deux générations chez le rat Sprague-Dawley exposé au B79P à raison de 0, 250, 750, 2500 et 5000 ppm (doses estimées : 0, 19, 56, 188 et 375 et 0, 17, 50, 167 et 333 mg/kg p.c./j respectivement pour les mâles et les femelles). Les rats mâles et femelles F0 et F1 ont été exposés pendant dix semaines avant l’accouplement, et deux semaines après l’accouplement. Les rates ont également été exposées pendant la gestation (environ trois semaines) et la lactation (trois semaines). On n’a relevé aucune différence de lactation chez les mères ou les descendants ou dans les paramètres de la portée F1 aux JPN 0 à 4. Aucun effet sur la DAG n’a été observé entre les groupes. Enfin, on n’a observé aucune différence dans l’acquisition de la SPP chez les mâles F1. Enfin, on n’a observé aucun effet sur l’accouplement, la production des portées ou la taille des portées. Les autres paramètres spécifiques au SPR, en particulier RM, HYP et CRY, n’ont pas été signalés.

Chez la génération F2, Tyl et coll. (2013) n’ont relevé aucune différence aux plans de la taille de la portée totale, de la taille de la portée vive, du ratio des naissances vivantes, du ratio de survie, de la DAG, du poids corporel des petits ou de la pathologie clinique. Le poids relatif du foie avait augmenté chez les deux mâles F2. Les auteurs ont conclu que le B79P n’était pas « clairement une substance toxique pour la reproduction chez l’un ou l’autre sexe » aux doses d’exposition atteignant 333-375 mg/kg p.c./j. Cependant, une DSENO de 50-56 mg/kg p.c./j a été assignée à la toxicité systémique, fondée sur une réduction du poids corporel, l’altération du poids des organes et les rapports de poids organe/corps, pour ce qui est du foie et des reins, et qui étaient exempts de modifications cliniques et histopathologiques (Tyl et coll., 2013).

Tableau 9-24. Effets de l’exposition gestationnelle au B79P chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) No CAS Niveaux de testostéronea (T, S) Paramètres de féminisationb Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc Autres paramètres de développementd Effets maternels
B79P Rats SD; 0, 750, 3 750, 7 500 ppm, est. 0, 50, 250, 500 (régime alimentaire) JG 6 – JPN 21 (Cité dans le dossier REACH, ECHA 2013b) NM 50 (au JPN 1 chez les deux sexes) [DAG] 250 (au JPN 21 chez les mâles) 500f (RM) RNP (SPP) 50e, f (CRY) 250f (HYP, épispadias) 500** (pathologie testiculaire [PT]) NM (FER) 50e (p.c. @ lactation) NM (POR) SE (VF) SE (EMB) RNP (ESV) 250 (↑ poids foie et reins, ↓ p.c.)
Rats SD : 0, 250, 750, 2 500, 5 000 ppm; Absorption par les femelles F1 pendant la gestation estimée à 0, 17, 50, 167, 333 (régime alimentaire) 2 gén. Tyl et coll. (2013)   NM SE (DAG) @JPN 0) SEg (RM) SE (SPP) NM (CRY) NM (HYP) SE (MPT -adulte) SE (FER) 167 (p.c. 11,6 %@JPN 7-14) SE (POR) SE (VF) SE (EMB) SE (ESV) 177 (poids organe – ↑ poids rel. foie) 336 (↓ poids abs. cerveau, rate, thymus) 17 (↓ prise de p.c. à cette dose seulement pendant la gestation) 167 (↑ poids rel. foie et reins, pas de modif. histopatho-logiques) 333 (faible ↑ vacuoli-sation corticale bilatérale des surrénales)
Rats SD : 0, 250, 750, 2 500, 5 000 ppm; Absorption par les femelles F1 pendant la gestation estimée à 0, 17, 50, 167, 333 (régime alimentaire) 2 gén. Tyl et coll. (2013)   NM SE (DAG) NM (RM) NM (SPP) NM (CRY) NM (HYP) SE (PT) SE (FER) SE (p.c.) SE (POR) SE (VF) SE (EMB) SE (ESV) 333 (OW – ↑ poids rel. foie) SE (p.c.) 167 (↑ poids rel. et abs. foie, pas de modif. histopatho-logiques) 333 (faible ↑ vacuoli-sation corticale bilatérale des surrénales chez 2 femelles)
B79P Rats SD; 0, 750, 3 750, 7 500 ppm, est. 0, 16,7, 50, 250 (régime alimentaire) JG 6–20 Tyl et coll. (2012)   NM NM (DAG) NM (RM) NM (SPP) NM (CRY) NM (HYP) NM (PT) NM (FER) SE (p.c.) NM (POR) SE (VF) SE (EMB) SE (ESV) 50 (↑ cons. alim.) 250 (↑ poids abs. et rel. foie (7,6 %, pas de modif. histopatho-logiques,)

a Taux de testostérone mesuré (peut comprendre la quantité/production) à différents jours après la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations comprennent notamment la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (PT) et les effets reproducteurs tels que la fertilité (FER) chez les descendants (nombre et motilité des spermatozoïdes) ainsi que le taux de reproduction au stade adulte après une exposition in utero.
d
D’autres effets développementaux comprennent notamment la diminution du poids corporel (p.c.) fœtal global au JPN 1, la diminution du poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité fœtale (VF), l’embryotoxicité (EMB) et le nombre de cas de malformations externes, du squelette ou viscérales (ESV). Poids d’autres organes (p.o.).
e
Dose d’essai la plus faible utilisée dans l’étude.
f
Des effets sur les paramètres CYP, HYP et RM ont été observés au JPN 21, mais non au JPN 75, lorsque ces animaux avaient été exposés jusqu’au JPN 21 (ECHA 2013b).
g
Le résultat pour le paramètre RM était basé sur le résumé de l’étude, dans lequel on indiquait qu’il n’y avait pas d’effet chez les animaux F1 et F2. Aucune information additionnelle sur le paramètre RM n’a été trouvé dans le reste du rapport (Tyl et coll., 2013).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Dans l’ensemble, la DSENO maximale relevée pour la toxicité du B79P pour le développement après l’exposition pendant la gestation était de 50 mg/kg p.c./j, en fonction d’une diminution de la DAG chez les jeunes mâles, et une augmentation du nombre de cas d’épispadias au JPN 21 observée à la dose suivante de 250 mg/kg p.c./j (dossier REACH, ECHA 2013b). Une diminution de la DAG au JPN 1 et une légère augmentation du nombre de cas de CRY ont également été observées à 50 mg/kg p.c./j, et des signes de rétention de mamelons ont été observés à 500 mg/kg p.c./j au JPN 21. Il y a lieu de noter qu’il subsiste une certaine incertitude au sujet de cette DSENO critique, car aucun effet sur la DAG n’a été observé au JPN 1 chez les animaux F1 et F2, dans une étude récente de toxicité pour la reproduction sur deux générations, à des doses atteignant 333 mg/kg p.c./j (Tyl et coll., 2013). Les deux études (dossier REACH, ECHA 2013b; Tyl et coll., 2013) ont été réalisées avec la même souche de rat. Tyl et coll. (2013) n’ont donné aucune information pour expliquer cet écart. La DSENO pour la toxicité systémique maternelle a été estimée à 50 mg/kg p.c./j, fondée sur la diminution de la prise de poids corporel pendant la gestation, et compte tenu des effets rénaux et hépatiques à 250 mg/kg p.c./j (Tyl et coll., 2013).

Exposition au B79P au stade de vie prépuberté/puberté

Dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne, le niveau d’effet critique pour la toxicité du B79P pour la reproduction reposait sur une lecture croisée des plus proches analogues, car nous n’avions relevé aucune étude portant sur ce stade de vie. Depuis la publication du rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne et comme nous l’avons mentionné plus haut, une étude non publiée de toxicité pour la reproduction sur deux générations a été présentée par l’industrie. Par conséquent, nous avons pris en compte les résultats de cette étude sur deux générations, particulièrement les observations faites chez les mâles F1 qui avaient été exposés au B79P In utero, par lactation et par le régime alimentaire jusqu’à l’autopsie au JPN 126 (Tyl et coll., 2013).

On a constaté des réductions transitoires de la prise de poids corporel chez les mâles à 2 500 ppm (188 mg/kg p.c./j) aux JPN 56 à 63, mais aucun effet sur le poids corporel ou la prise de poids corporel à la fin du traitement (JPN 126). De plus, aucun effet sur le poids des organes reproducteurs n’a été constaté à quelque dose que ce soit, ni aucun signe histopathologique. On n’a observé aucun effet sur le nombre ou la motilité des spermatozoïdes. Cependant, une augmentation faible, mais statistiquement significative, du nombre des spermatozoïdes anormaux a été constatée pour tous les groupes de dose (19 mg/kg p.c./j et plus), mais aucun effet sur la performance de reproduction chez les mâles F1, exception faite d’un intervalle précoïtal significativement plus grand (p < 0,05) à la dose maximale (375 mg/kg p.c./j). Des changements sous forme de nombre de spermatozoïdes anormaux ont été constatés à 1,45, 1,72, 1,96, 1,91 et 2,31 % respectivement pour les doses de 0, 19, 56, 188 et 375 mg/kg p.c./j, ce qui représente une hausse de 16 à 37 % par rapport aux témoins. Les auteurs ont indiqué que ces valeurs en pourcentage pour le nombre de spermatozoïdes anormaux étaient en deçà des valeurs historiques du laboratoire pour les témoins de cette souche et ce fournisseur de rats. En outre, ces valeurs, même si elles indiquent une relation dose-réponse, sont également en deçà des plages types constatées chez les mâles non traités de cette souche dans d’autres laboratoires (Kato et coll., 2006; Matsumoto et coll., 2008).

Les effets systémiques étaient limités à une augmentation statistiquement significative du poids relatif du foie à 56 mg/kg p.c./j et à 375 mg/kg p.c./j, mais non à la dose de 188 mg/kg p.c./j, et sans signes histopathologiques. On n’a constaté aucune modification du poids relatif ou absolu des surrénales, mais constaté une augmentation faible du nombre de cas de vacuolisation corticale bilatérale à la dose maximale d’essai (375 mg/kg p.c./j; 9 mâles).

On n’a relevé aucune différence dans les paramètres de lactation chez les petits. Il n’y avait aucune différence non plus dans les paramètres de la portée F1 aux JPN 0 à 4. Aucune différence n’a été observée pour la DAG parmi les groupes. Enfin, on n’a observé aucune différence dans l’acquisition de la SPP chez les mâles F1.

Dans l’ensemble, la DSENO pour la toxicité du B79P pour la reproduction au stade de vie prépuberté/puberté était de 375 mg/kg p.c./j, car aucun effet néfaste sur la santé n’a été observé à la dose maximale d’essai chez les mâles F1 dans l’étude sur deux générations réalisée par Tyl et coll. (2013). La DSEO la plus faible pour les effets systémiques était de 375 mg/kg p.c./j, comte tenu de la faible augmentation du nombre de cas de vacuolisation corticale bilatérale dans les surrénales, dans la même cohorte que ci-dessus.

Exposition au B79P par voie orale au stade d’adulte mature

Dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne, le niveau d’effet critique pour la toxicité du B79P sur la reproduction reposait sur la lecture croisée des analogues les plus proches, car les auteurs n’avaient relevé aucune étude portant pour ce stade de vie. Une entreprise a présenté une étude sur deux générations devenue disponible après la date limite de consultation des publications scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne.

L’étude sur deux générations décrite dans plus haut a montré que l’exposition au B79P pendant 14 semaines de mâles adultes F0, par le régime alimentaire, ne donnait lieu à aucun effet néfaste sur la fertilité ou sur les organes reproducteurs (Tyl et coll., 2013). Une augmentation faible, mais statistiquement significative, du nombre des spermatozoïdes anormaux a été constatée aux doses de 56 mg/kg p.c./j et plus, mais il n’y avait aucun effet sur le nombre ou la motilité des spermatozoïdes ou sur la performance de reproduction chez les mâles F0 (tableau 9-25). Les changements en termes de sperme anormal étaient de 1,35, 1,59, 1,73, 1,95 et 2,16 % aux doses de 0, 19, 56, 188 et 375 mg/kg, respectivement, ce qui représente une hausse de 22 à 38 % par rapport aux témoins. Les auteurs ont indiqué que ces valeurs en pourcentage pour le nombre de spermatozoïdes anormaux étaient en deçà des valeurs historiques du laboratoire pour les témoins de cette souche et pour ce fournisseur de rats. En outre, même si ces valeurs présentent une relation dose-réponse, elles restent à l’intérieur des plages types pour les mâles non traités de cette souche, dans d’autres laboratoires (Kato et coll., 2006; Matsumoto et coll., 2008). Un mâle dans le groupe ayant reçu la dose maximale (375 mg/kg p.c./j) a développé une malformation bilatérale des testicules. On n’a constaté aucun signe d’effet sur l’accouplement, la production des portées, ou leur taille.

Tableau 9-25. Effets sur la reproduction après l’exposition au B79P chez les adultes mâles (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces;
dose (mg/kg p.c./j);
voie; durée (référence) No CAS
Stade de vie au début de l’adminis-tration (âge) Niveaux hormonauxa (T, S, LH) Fertilitéb Pathologie de l’appareil reproducteurc Autres effetsd
Rats mâles SD : 0, 250, 750, 2 500, 5 000 ppm; est. F0 : 0, 19, 56, 188, 375 (régime alimentaire) 14 semaines Tyl et coll. (2013) 6 à 7 semaines NM 56 (↑ % nombre de spermato-zoïdes anormaux, mais sans effet sur la repro­duction) 375 (1 mâle avec malformation bilatérale des testicules) pas de signes histo­patho­logiques 1) SE (p.c.) 2) SE (POR) 3) 188 (TS – ↑ poids abs. et pas de signes histopatho., foie, poids rel. reins, pas de signes histopatho.)

a Le niveau hormonal peut comprendre la quantité ou la production de testostérone testiculaire (T), de testostérone sérique (S) ou d’hormone lutéinisante (LH).
b
Les paramètres de fertilité comprennent le nombre, la mobilité, la morphologie, la viabilité des spermatozoïdes; les stades de la spermatogenèse ou le succès de la reproduction au stade adulte après l’exposition in utero.
c
La pathologie de l’appareil génital comprend ce qui suit : les observations fondées sur l’examen histopathologique des testicules, notamment les gonocytes multinucléés, la nécrose, l’hyperplasie, le groupement de petites cellules de Leydig, la vacuolisation des cellules de Sertoli, la diminution du nombre de cellules de Leydig, l’augmentation de la taille des cellules de Leydig, la dysgénésie focale et l’atrophie des tubes séminifères.
d
Parmi les autres effets, on note la diminution générale du poids corporel (p.c.), la diminution du poids des organes reproducteurs (POR) et la toxicité systémique (TS).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Dans l’ensemble, la DSENO établie pour la toxicité du B79P pour la reproduction au stade de vie adulte était de 375 mg/kg p.c./j, car aucun effet néfaste sur la santé n’a été observé à la dose maximale d’essai chez le rat mâles adultes F0, dans une étude par le régime alimentaire sur deux générations, après une exposition au B79P pendant 14 semaines (Tyl et coll., 2013).

Effets sur la reproduction et le développement : exposition des femelles au B79P par voie orale

Dans une étude sur deux générations décrite ci-dessus réalisée par Tyl et coll. (2013), des femelles F0 avaient présenté une augmentation significative du poids absolu et relatif du foie à 167 et 333 mg/kg p.c./j. Tyl et coll. (2013) n’ont pas relevé de différence dans les paramètres de la lactation chez les mères ou les descendants, et aucune différence dans les paramètres de la portée F1 aux JPN 0 à 4. Pour les femelles F1, il n’y avait pas de différence en termes de poids corporel lors de l’ouverture du vagin; la performance en termes de reproduction, de fertilité et de fécondité était équivalente parmi tous les groupes. On n’a observé aucun signe d’effets en termes d’accouplement, de production de portées ou de taille des portées pour ce qui est de la production des descendants F2. Lors du sevrage et du sacrifice des petits F2 au JPN 21, les femelles F1 présentaient des paramètres cytologiques vaginaux et des poids corporels équivalents. Le poids absolu et relatif du foie avait augmenté à 167 et 333 mg/kg p.c./j.

Le tableau 9-26 présente un résumé des effets critiques du B79P sur la reproduction ou le développement. Ces valeurs seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Tableau 9-26. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DIBP
Stade de vie au cours duquel a eu lieu l’exposition Espèce Effets DMENO
(mg/kg p.c./j)
DSENO
(mg/kg p.c./j)
Référence
In utero (JG 6–21) Rats ↓ DAG, ↑ épispadias 250 50 ECHA (2013a)
Prépuberté/
purberté
Rats Aucun effet néfaste à la dose maximale d’essai S.O. 375 Tyl et coll. (2013)
Adulte Rats   Aucun effet néfaste à la dose maximale d’essai S.O. 375 Tyl et coll. (2013)

S.O. = Sans objet.

Pour ce qui est des effets systémiques, les niveaux d’effets critiques du B79P étaient basés sur son analogue DINP, comme l’ont décrit antérieurement le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) [tableau 9-27].

Tableau 9-27. Résumé des effets systémiques critiques après l’exposition par voie orale au B79P
Paramètre Espèce Effet DMENO
(mg/kg p.c./j)
DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Chronique Rats (DINP)   Augmentation du poids absolu et relatif du foie et des reins, et augmentation des changements histopathologiques des deux organes chez les mâles et les femelles 152-184 15-18 (Lington et coll., 1997)

DINP

Les documents ECS sur le DINP (Environnement Canada et Santé Canada 2015c) résument les effets du DINP sur la santé, relevés dans les publications scientifiques. Depuis la parution du document ECS sur le DINP, une étude sur le développement a récemment été publiée (tableau 9-28). Li et coll. (2015b) ont examiné les effets de l’exposition in utero au DINP sur le développement des descendants. Les rats ont été exposés à 0, 10, 100, 500 ou 1 000 mg/kg p.c./j de DINP pendant les JG 12 à 21. Aucune toxicité maternelle n’a été observée, sauf chez une mère à la dose maximale, qui est morte au JG 21,5.

Les modifications pathologiques testiculaires dans les cellules de Leydig (grappes) ont été d’abord observées à 10 mg/kg p.c./j, et les GMN ont été observées à partir de 100 mg/kg p.c./j. La DMEO de 10 mg/kg p.c./j trouvée dans cette étude est plus faible que les valeurs les plus faibles de la DSENO (50 mg/kg p.c./j) et de la DMENO (159-395 mg/kg p.c./j) [Waterman et coll., 2000; Clewell 2011 cité dans ECHA 2013; Clewell et coll., 2013], relevées dans le document ECS sur le DINP (Environnement Canada et Santé Canada 2015c). Une DSENO de 50 mg/kg p.c./j a également été fixée par plusieurs organisations, qui se sont fondées sur les mêmes études (AGDH 2012; ECHA 2013b; USCPSC CHAP 2014). Il y a lieu de noter que des effets similaires sur les GMN et les grappes de cellules de Leydig ont été observés par Clewell (2011a, 2013) à 250 mg/kg p.c./j et plus. Aux doses plus élevées, on a observé d’autres paramètres associés au SPR, notamment une diminution des niveaux de testostérone sérique, une diminution de la DAG, la RM, des effets sur le sperme et d’autres effets histopathologiques dans les testicules.

Dans l’ensemble, la DMEO la plus faible relevée pour la toxicité pour le développement était de 10 mg/kg p.c./j, fondée sur les modifications pathologiques des testicules (c.-à-d. GMN et grappes de cellules de Leydig) observées à la dose suivante de 100 mg/kg p.c./j (Li et coll., 2015b).

Tableau 9-28. Effets après l’exposition au DINP pendant la gestation chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) No CAS Niveaux de testostéronea (T, S) Paramètres de féminisationb Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc Autres paramètres de développementd Effets maternels
DINP Rats SD; 0, 10, 100, 500, 1 000; gavage; JG 12‑21   (Li et coll., 2015b) 1 000 (T) NM (TS) NEf (DAG) 250 (RM) 532–1 289 (SPP) NM (CRY) NM (HYP) 100f (MPT – dysgénie testiculaire focale, GMN, ↑ grappes de cellules de Leydig @ 10) NM (FER) 10e, ARDR (p.c.) 500 (POR) SE (VF) NM (EMB) NM (ESV) SE (sauf 1 mère sur 6 @ 1 000 qui est morte au JG 21,5 – tous les fœtus étaient vivants et ont été mis bas par chirurgie)

a Taux de testostérone mesuré (peut comprendre la quantité/production) à différents jours après la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations comprennent : la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (MPT), y compris les gonocytes multinucléés (GMN) et des effets sur la reproduction comme la fertilité (FER) chez les petits (nombre et motilité des spermatozoïdes) ou succès de la reproduction à l’âge adulte après une exposition in utero.
d
D’autres effets développementaux comprennent notamment la diminution du poids corporel (p.c.) fœtal global au JPN 1, la diminution du poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité fœtale (VF), l’embryotoxicité (EMB) et le nombre de cas de malformations externes, du squelette ou viscérales (ESV).
e
Dose la plus faible mesurée dans l’étude.
f
La DAG absolue et la DAG ajustée d’après la racine cubique du poids des petits ont été présentées. La fréquence des grosses grappes de cellules (c.-à-d. > 16 cellules par grappe) a augmenté d’une manière significative par rapport aux témoins (0,16 %) à 6 %, 11 %, 14 % et 14 % chez les groupes ayant reçu 10, 100, 500 et 1 000 mg/kg p.c./j, respectivement (Li et coll., 2015b).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Le tableau 9-29 présente les critères d’effet critiques et les DSENO et les DMENO correspondantes pour le DINP. Ces valeurs seront utilisées pour caractériser les risques relativement au développement et à la reproduction.

Tableau 9-29. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DINP
Stade de vie Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
in utero Rat ↑ GMN, ↑ agrégation/grappes de cellules de Leydig 100 10 (DMEO) Li et coll. (2015b)
Prépu­berté/
puberté
Rat
(castré)
Diminution du poids absolu des vésicules séminales et de muscle releveur bulbo-spongieux 500 (DMEO) 100 (DSEO) Lee et Koo (2007)
Adulte Rat Réduction du poids absolu et relatif des organes reproducteurs 742 (DMEO) 276 Moore (1998)

Pour ce qui est des autres effets sur la santé, deux études de neurotoxicité ont été relevées (tableau 9-30). Le tableau 9-31 présente les critères d’effet critiques, les DSENO et les DMENO correspondantes pour le DINP. Nous utiliserons ces valeurs pour la caractérisation des risques pour les effets systémiques.

Tableau 9-30. Résumé des nouvelles études relevées depuis la publication du document ECS sur le DINP
Paramètre Détails de l’étude Résultats Référence
Neurotoxicité Espèces/souches : souris Kumming mâle Voie orale Dose et durée : 0, 1,5, 15 ou 150 mg/kg p.c./j (n = 10/dose) DMENO = 150 mg/kg p.c./j, étant donné la réduction de la prise de poids corporel, la capacité cognitive entravée dans le test du labyrinthe de Morris, les altérations histologiques dans les cellules pyramidales de l’hippocampe Peng 2015
Neurotoxicité Espèces/souches : souris Kumming mâle Voie orale Dose et durée : 0, 0,2, 2, 200 ou 200 mg/kg p.c./j (n = 7/dose) DMENO = 20 mg/kg p.c./j, étant donné les altérations histopathologiques des cellules pyramidales de l’hippocampe, stress oxydatif et inflammation du cerveau. Une capacité cognitive entravée a été observée dans le test du labyrinthe de Morris et de l’anxiété dans le test en terrain ouvert à la dose de 200 mg/kg p.c./j. Ma et coll. (2015)
Tableau 9-31. Résumé des effets critiques autres que le cancer, après l’exposition par voie orale au DINP
Paramètre Espèce Effet DMENO
(mg/kg p.c./j)
DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Chronique Rat (2 ans) Augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux de l’enzyme du peroxysome et modifications histologiques dans les deux organes 152-184 15-18 Lington et coll. (1997)

CHIBP, BCHP et BIOP

Comme le décrit le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b), on n’a relevé aucune étude portant sur les effets potentiels sur la santé (reproduction et développement) du CHIBP, du BCHP et du BIOP. Une nouvelle recherche dans les publications scientifiques ayant paru depuis la date limite de consultation pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne n’a révélé aucune nouvelle étude. Or, comme le décrit l’évaluation de l’exposition, l’exposition de la population générale au CHIBP, au BCHP et au BIOP dans les milieux environnementaux et les produits de consommation devrait être négligeable. Ainsi, ces substances ne devraient présenter aucun risque pour la santé humaine.

Effets chez les humains

Une nouvelle recherche dans les publications scientifiques a été réalisée pour retrouver des données récentes des effets des phtalates à chaîne moyenne sur les humains, depuis la publication du rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. La recherche a porté sur les critères d’effet touchant la reproduction et le développement chez les mâles, car ces critères ont été jugés critiques pour la santé dans les rapports ECS. Les études relevées ont été évaluées à fond et leur qualité a été cotée selon une métrique d’évaluation cohérente (Downs et Black 1998). Pour ce qui est des résultats sur la santé qui ont été évalués (c.-à-d. concentrations d’hormones sexuelles, DAG, mensurations à la naissance, organes génitaux des jeunes mâles, mise bas prématurée et âge à la gestation, puberté mâle altérée, gynécomastie, modifications des paramètres du sperme, grossesse improductive et durée modifiée de la grossesse), on a relevé des signes limités d’association du DINP aux concentrations d’hormones sexuelles (Main et coll., 2006; Joensen et coll., 2012; Mouritsen et coll., 2013; Meeker et Ferguson 2014; Specht et coll., 2014; Axelsson et coll., 2015a; Jensen et coll., 2015; Lenters et coll., 2015a; Pan et coll., 2015) et aux paramètres du sperme (Joensen et coll., 2012; Jurewicz et coll., 2013; Specht et coll., 2014; Axelsson et coll., 2015a; Lenters et coll., 2015a; Pan et coll., 2015). Les données étaient inadéquates ou inexistantes pour établir un lien entre les effets et les autres phtalates à chaîne moyenne du groupe de substances des phtalates (tableau 9-32). On peut obtenir sur demande plus de détails en s’adressant à Santé Canada (2018c; 2018d).

Tableau 9-32. Résumé des niveaux de preuve permettant d’associer des phtalatesa à chaîne moyenne aux effets sur la santé
Effet DIBP
(MIBP)
DCHP
(MCHP)
DINP
(MINP/MCOP, etc.)
Concentrations d’hormones sexuelles IA (6) NA (1) LA (9)
Distance anogénitale IA (4) NM IA (2)
Mesures à la naissance NA (3) NM NA (2)
Organes génitaux des jeunes mâles NM NM NA (2)
Mise bas prématurée et âge à la gestation NA (2) NM NA (1)
Puberté mâle altérée IA (1) NM NM
Gynécomastie NA (1) NM NA (1)
Modifications des paramètres du sperme IA (5) NM LA (6)
Grossesse improductive IA (3) NM NA (1)
Durée modifiée de la grossesse NA (1) NA (1) NA (1)

a Les niveaux de preuve permettant d’associer les phtalates d’intérêt à des effets sur la santé sont définis comme suit (Santé Canada 2018c, 2018d) :
LA = Preuves limitées : Les preuves suggèrent l’existence d’un lien entre l’exposition à un phtalate ou à son métabolite et un résultat pour la santé ; toutefois, le hasard, un biais ou une confusion ne peuvent être exclus avec une confiance raisonnable.
IA = Preuves inadéquates : Les études disponibles sont d’une qualité, d’une cohérence ou d’une puissance statistique insuffisante pour permettre de conclure à la présence ou à l’absence d’une association.
NA = Pas de preuve d’association : Les études disponibles sont mutuellement cohérentes en ce sens qu’elles ne montrent pas d’association entre le phtalate en question et l’effet sur la santé mesuré.
NM = Valeur non mesurée dans les études de quartile 2 et supérieur (voir Santé Canada [2018c; 2018d] pour plus de détails).
() = Nombre d’études
MIBP = mono-iso-butyl phtalate.
MINP = monoisononyl phtalate.

9.2.2.2 Phtalates supplémentaires

Comme le mentionne déjà le document décrivant l’approche de l’ERC (Environnement Canada et Santé Canada 2015e), d’autres phtalates ayant des effets néfastes communs avec le SPR, en raison d’altérations, seront pris en compte dans l’évaluation des risques cumulatifs (ERC). Après avoir tenu compte de l’exposition (voir la section 6.1) et du danger, le BBP, le DBP, le DEHP, le DnHP et le DIOP ont été inclus dans l’évaluation. Les effets sur la reproduction et le développement chez les mâles (c.-à-d. paramètres associés au SPR) de ces cinq phtalates supplémentaires ont été évalués et nous les résumons dans ce qui suit. Une description détaillée des paramètres associés au SPR figure dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b).

BBP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets du BBP sur la reproduction et le développement, au paragraphe 9.2.8.1. Le BBP a été considéré comme analogue du B84P. Depuis la date limite de consultation des écrits scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne, on a récemment publié une étude sur le développement. Ahmad et coll. (2014) ont examiné les effets in utero de l’exposition au BBP sur le développement des descendants (tableau 9-33). Une diminution importante du poids corporel des fœtus a été observée entre 4 et 20 mg/kg p.c./j pendant le développement, entre les JPN 1 à 75. Cependant, la diminution du poids corporel en pourcentage était de 2,5 à 5 % par rapport aux animaux témoins non traités. Des effets chez les mères ont été observés entre 4 et 20 mg/kg p.c./j, avec une diminution du poids corporel des mères et une augmentation de la durée de la gestation. Les effets du SPR ont été observés à 100 mg/kg p.c./j, avec une diminution du niveau de testostérone sérique, des effets sur le sperme et la diminution du poids des organes reproducteurs.

Tableau 9-33. Effets chez les descendants mâles découlant de l’exposition au BBP pendant la gestation (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Taux de testostéronea (T, S) Paramètres de féminisationb Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc Autres paramètres de développementd Effets maternels
Rats albinos;
0 (non traités), 4, 20, 100;
oral; JG 14-mise bas (jusqu’au JG 23,5)   (Ahmad et coll., 2014f)
NM (TT) 100 (S) SE (DAG) NM (RM) NM (SPP) SE (CRY) NM (HYP) NM (PT) 100 (FER -↓ nombre de spermatozoïdes, ↓ motilité des spermatozoïdes, ↑ nombre de spermatozoïdes anormaux) 4e, f (p.c. au JPN 1 et JPN 21, 20 au JPN 75) 100 (POR – autres – épididyme, prostate) SE (VF) NM (EMB) NM (ESV) 20f (p.c.) 4e (↑ durée de la gestation)

a Taux de testostérone mesuré (peut comprendre la quantité ou la production) à différents jours après la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations comprennent : la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (MPT), y compris les gonocytes multinucléés (GMN) et des effets sur la reproduction comme la fertilité (FER) chez les petits (nombre et motilité des spermatozoïdes) ou le succès de la reproduction à l’âge adulte après une exposition in utero.
d
D’autres effets développementaux comprennent notamment la diminution du poids corporel (p.c.) fœtal global au JPN 1, la diminution du poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité fœtale (VF), l’embryotoxicité (EMB) et le nombre de cas de malformations externes, du squelette ou viscérales (ESV).
e
Dose la plus faible mesurée dans l’étude.
f
Les résultats étaient basés sur une analyse statistique, par rapport aux témoins non traités. L’étude présentait également des données de contrôle de l’excipient et des positifs. Les effets sur les mères ont été présentés uniquement sous forme graphique dans l’étude (Ahmad et coll., 2014).
SE = aucun effet observé à la plage de doses testées.
NM = paramètre non mesuré.

Le tableau 9-34 résume les critères d’effet critiques, les DSENO et (le cas échéant) les DMENO correspondantes pour le BBP, valeurs qui seront utilisées pour la caractérisation des risques.

Tableau 9-34. Résumé des niveaux d’effet critiques sur la reproduction et le développement après l’exposition par voie orale au BBP
Stade de vie Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
In utero Rats ↓ poids corporel (mâles et femelles F1/F2) et ↓ DAG à la naissance chez les mâles F2a; ↓ testostérone testiculaire 100 50 Aso et coll. (2005); Nagao et coll. (2000); Furr et coll. (2014)
Prépuberté / puberté Rats ↓ nombre de spermatozoïdes (20 %) et motilité des spermatozoïdes 500 F : 151 (DMEO) S.O. Kwack et coll. (2009)
Adulte Rats ↓ poids absolu des épididymes, hyperplasie des cellules de Leydig dans les testicules et ↓ spermatozoïdes dans la lumière des épididymes 400 200 Aso et coll. (2005); USNTP (1997)

a Une hausse statistiquement significative de la DAG chez la génération F1 et une baisse du poids des jeunes femelles de la génération F2 au JPN0 ont également été signalées à une dose de 100 mg/kg p.c./jour.
S.O. = Sans objet.

DBP

Premiers stades du développement : exposition in utero

La Commission européenne a classé le DBP parmi les substances toxiques de catégorie 1B pour la reproduction (substance toxique présumée pour la reproduction chez les humains) au sens du Règlement sur la classification, l’étiquetage et l’emballage de l’Union européenne (ECHA 2015a).

Une recherche dans les écrits scientifiques a relevé de de nombreuses études qui ont porté sur la toxicité du DBP pendant la gestation chez les rongeurs. Afin de caractériser les effets pendant les premiers stades de développement des mâles, seules les études dans lesquelles des effets du DBP ont été observés aux doses inférieures à 250 mg/kg p.c./j chez le rat et à 500 mg/kg p.c./j chez les souris, après une exposition in utero pendant la fenêtre de programmation de la masculinisation, sont présentées ici. Le tableau 9-35, plus bas, présente un résumé des études.

Dans l’ensemble, les effets néfastes pour les paramètres utilisés pour décrire le SPR chez les descendants des rats mâles après une exposition in utero au DBP comprennent la diminution des niveaux de testostérone testiculaire, la SPP différée, la diminution de la DAG, la RM, le CRY, les malformations pathologiques et testiculaires, et les effets sur la fertilité.

Une recherche effectuée dans les publications disponibles a recensé neuf études sur les effets de l’exposition au DBP pendant la gestation, pendant la fenêtre de programmation de la masculinisation chez les souris. Or, la majeure partie de ces études n’avait pas examiné les paramètres utilisés pour décrire le SPR, deux seulement signalaient une pathologie testiculaire et une autre avait analysé le niveau de testostérone testiculaire (Marsman 1995; Gaido et coll., 2007, Saffarini et coll., 2012).

Les effets du DBP sur le développement et la reproduction ne semblent pas être restreints aux muridés, car on a observé de tels effets dans une étude chez le lapin, sous forme de modifications pathologiques des testicules et d’effets sur le sperme (Higuchi et coll., 2003). Un résumé complet des effets sur la santé, associés à l’exposition au DBP pendant la gestation, est présenté dans Santé Canada (2018b). Le tableau 9-35 présente une liste des principales études ayant constaté des effets consécutifs à l’exposition au DBP pendant la gestation chez les descendants mâles.

Tableau 9-35. Principales études ayant observé des effets dus à l’exposition au DBP pendant la gestation, chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence)   Taux de testostéronea (T, S)   Paramètres de féminisationb   Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc   Autres paramètres de développementd   Effets maternels
Rats albinos; 0 (non traités), 2, 10, 50 DBP; voie orale; JG 14-mise bas (jusqu’au JG 23,5)   (Ahmad et coll., 2014e) NM (TT) SE (S) SE (DAG) NM (RM) NM (SPP) SE (CRY) NM (HYP) NM (PT) 50 (FER – ↓ nombre de spermatozoïdes, ↓ motilité des spermatozoïdes, ↑ sperme anormal 10 (p.c. – sig. mais < 5 %) 500 (POR) SE (VF) NM (EMB) NM (ESV) 2e (↓ p.c., ↑ durée de la gestation)
Rats SD; 0, 0,1, 1, 10, 50, 100 DBP; gavage; 12 à 19 jours de gestation (Lehmann et coll., 2004) 50 (T) NM (TS) NM NM RM (p.c.) NM (POR) NM (VF) NM (EMB) NM (ESV) RM
Rats CD(SD)IGS; 0, 20, 200, 2 000, 10 000 ppm, est. 0, 1,5-3, 14-29, 148-291, 712-1 372, selon NICNAS (AGDH 2008) DBP; régime alimentaire; JG 15-21 (Lee et coll., 2004) NM 250 (DAG) 712-1 372f (RM) SE (SPP)  NM (CRY) NM (HYP) 148-291 (MPT – perte de développement des cellules germinales, foyers agrégés de cellules de Leydig) 1,5-29 (FER – ↑ sig. nombre de cas; 148-291 ↑ sig. gravité de la réduction du développement des spermatocytes) 712-1372NS (p.c.) 500 (POR) SE (VF) NM (EMB) NM (ESV) DMEO = 712-1 372 (↓ p.c.)
Rats SD; 0,1, 1, 10, 30, 50, 100, 500 DBP; gavage; JG 12-21 (Boekelheide et coll., 2009) NM NM NM (CRY) NM (HYP) 50, 30 (MPT)
A. Tubules séminifères désorganisés, B. Nombre de cellules dans les testicules NM (FER)
NM NM
Rats SD; 0, 0,2, 0,4, 0,8 %, est. F1 [tâche 4] 0, 52, 256, 509 DBP; régime alimentaire; « fertilité de la deuxième génération » (effets sur les descendants F2) (Wine et coll., 1997) NM NM NM 600 (p.c.) 500 (POR) 900 (VF) 509 (EMB) NM (ESV) DMEO = 509 (↓ p.c. à la semaine 17)
Lapins Dutch-belted; 0, 400 DBP; gavage; JG 15-29 (Higuchi et coll., 2003) NM (TT)
400g (↓ S à 6 semaines seulement)
NM 400g, NS (CRY- 1/17 lapins) 400g, NS (HYP- 1/17 lapins) 400g (MPT – perte de cellules épithéliales germinales, épithélium séminifère avec desquamation, ou vacuolisation focale)
400f (FER – concentration et morphologie du sperme)
SE (p.c.) 400 (POR – à 12 semaines) NM (VF) NM (EMB) NM (ESV) NM

a Taux de testostérone mesurés (peuvent comprendre la quantité/production) à divers jours suivant la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations comprennent notamment la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (PT) et les effets reproducteurs tels que la fertilité (FER) chez les descendants (nombre et motilité des spermatozoïdes) ainsi que le taux de reproduction au stade adulte après une exposition in utero.
d
D’autres effets développementaux comprennent notamment la diminution du poids corporel (p.c.) fœtal global au JPN 1, la diminution du poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité fœtale (VF), l’embryotoxicité (EMB) et le nombre de cas de malformations externes, du squelette ou viscérales (ESV).
e
Les résultats étaient basés sur une analyse statistique, par rapport aux témoins non traités. L’étude présentait également des données de contrôle de l’excipient et des positifs. Les effets sur les mères ont été présentés uniquement sous forme graphique dans l’étude (Ahmad et coll., 2014).
f
La rétention mamelonnaire a été observée comme suit : le nombre d’animaux identifiés (%) était de 0, 4, 13, 15 et 100 chez les témoins, et chez les groupes ayant reçu 20, 200, 2 000 et 10 000 ppm (Lee et coll., 2004).
Dose minimale d’essai utilisée lors de cette étude.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.
NM = paramètre non mesuré.
RNP = résultats non publiés (mais les mesures sont indiquées dans la section « matériel et méthodes »).
NS = Non significatif sur le plan statistique.

Dans l’ensemble, la DSENO maximale relevée pour la toxicité du DBP pour le développement après l’exposition pendant la gestation était de 10 mg/kg p.c./j, fondée sur les effets sur la fertilité (diminution du compte et de la motilité des spermatozoïdes et augmentation du nombre de spermatozoïdes anormaux) [Ahmad et coll., 2014] et une diminution du taux de testostérone testiculaire à la naissance chez les descendants mâles à la dose suivante de 50 mg/kg p.c./j (Lehmann et coll., 2004). Cette DSENO est corroborée par des données d’autres études dans lesquelles on avait observé une diminution des populations cellulaires tubulaires et interstitielles, et une morphométrie modifiée des tubules séminifères, ainsi que d’autres effets plus bénins sur le développement des spermatocytes à des doses similaires (Lee et coll., 2004; Boekelheide et coll., 2009). Aux doses plus faibles, on a constaté une faible réduction du développement des spermatocytes (plage de doses de 1,5 à 3 mg/kg p.c./j). Cependant, la gravité de cet effet à cette dose était de minime à léger, et minime seulement à la deuxième dose la plus élevée, soit 14 à 19 mg/kg p.c./j (Lee et coll., 2004). La DMEO la plus faible pour la toxicité maternelle du DBP était de 509 mg/kg p.c./j, fondée sur la diminution de la prise de poids corporel (moins de 10 %) chez les mères exposées (Wine et coll., 1997). Une étude faite sur le lapin a indiqué que le DBP a également des effets sur d’autres espèces, mais on ne sait pas si ces effets se produiraient à des doses plus faibles (Higuchi et coll., 2003).

Exposition aux stades prépubère et pubère

Une recherche dans les écrits scientifiques a permis de relever de nombreuses études qui avaient analysé la toxicité du DBP pour la reproduction chez les jeunes rongeurs. Aux fins de concision, seules les études dans lesquelles les effets du DBP ont été observés à des doses inférieures à 500 mg/kg p.c./j chez les rongeurs ont été prises en compte dans la présente évaluation préalable.

Dans l’ensemble, les effets néfastes observés sur les paramètres de la reproduction chez les mâles prépubères et pubères après une exposition à court terme au DBP comprennent la modification des niveaux de testostérone sérique et testiculaire, des effets histopathologiques sur les testicules et des effets potentiels sur la fertilité (spermatogénèse, nombre et motilité des spermatozoïdes). La majeure partie des études disponibles avaient utilisé le rat comme modèle d’évaluation, mais seulement dans une plage de doses relativement élevées (250 à 1 000 mg/kg p.c./j), ce qui limite l’interprétation de la toxicité potentielle du DBP pour la reproduction chez ces espèces. Dans une étude utilisant des souris, Moody et coll. (2013) ont examiné les effets à des doses plus faibles et signalé des effets associés au SPR à des doses plus faibles que celles qui avaient été utilisées pour les rats. Dans une étude réalisée sur le lapin, Higuchi et coll. (2003) ont signalé des signes de pathologie testiculaire. Un résumé complet des effets sur la santé après une exposition au DBP à la prépuberté ou la puberté figure dans Santé Canada (2018b). Le tableau 9-36 présente une liste des principales études décrivant des effets dus à l’exposition au DBP chez des mâles prépubères et pubères.

Tableau 9-36. Principales études indiquant des effets dus à l’exposition au DBP chez des mâles prépubères ou pubères (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Stade de vie au début de l’étude (âge) Taux d’hormonesa (TT, TS, HL) Fertilitéb Pathologie de l’appareil reproducteurc Autres effetsd
Souris C57BL/6; 0, 1, 10, 50, 100, 250, 500 DBP;
gavage; JPN 4-14, 10 jours (Moody et coll., 2013)
Prépubère (35e JPN) NM (TT) 500 (S) NM (HL) 500 (FSH) 10 (sperma­to­génèse différée) 100 (↑ cellules de Sertoli immatures et désorganisées) 1e, f (DAG par rapport à la longueur du tronc; 50ARDE DAG abs.; 500 DAG par rapport au p.c. @ JPN 14) SE (p.c.) 500 (POR) RNP (TS)
Rats Wistar; 0, 250, 500, 1000 DBP; gavage; 15 jours (Srivastava et coll., 1990a) Prépubère
(35e JPN)
NM 250 e,g (spermatogénèse déficiente) 250 e,g (tubules raccourcis) 500 (p.c.) 500 (POR) NM (TS)
Rats SD; 0, 250, 500, 1000, 2000 DBP; gavage; 30 jours (Xiao-feng et coll., 2009) Prépubère
(35e JPN)
NM (TT) 500 (S) 1000 (↑ GC) 250 (↓ cellules spermatogènes, b/c of ↓ nombre LC) 250 (↓ nombre LC); 500 (modifications histopathologiques dans les testicules) RNP (p.c.) 500 (POR) NM (TS)
Souris C57BL/6; 0, 1, 10, 50, 100, 250, 500 DBP;
gavage; JPN 4-8, 3 jours (Moody et coll., 2013)
Prépubère
(35e JPN)
NM NM 100 (↑ cellules de Sertoli immatures et désorganisées) SE (p.c.) 500 (POR) 500 (TS- ↑ poids du cœur)
Lapins Dutch-belted; 0, 400 DBP; gavage; 15 jours (Higuchi et coll., 2003) Prépubère (35e JPN) NM (TT) SE (S) NM (HL) 400e (défauts de morphologie du sperme, SE pour le comportement à l’accouplement) 400e (MPT – perte d’épithélium germinal, épithélium séminifère avec desquamation ou vacuolisation focale, 1/11 (CRY) NC (HYP) SE (p.c.) 400 e (POR – ↓ organe accessoire sexuel à 12 semaines seulement) 3) 400f (TS – ↑ poids de la thyroïde)

a Les niveaux d’hormones peuvent comprendre la quantité/production de testostérone testiculaire (TT), testostérone sérique (TS), hormone lutéinisante (LH), hormone glucocorticoïde (GC), ou hormone folliculostimulante (FSH).
b
Les paramètres de fertilité comprennent le nombre de spermatozoïdes, la motilité, la morphologie, la viabilité, les stades de la spermatogenèse, et le succès de reproduction au stade adulte après une exposition in utero.
c
La pathologie de l’appareil reproducteur comprend : pathologie testiculaire (MPT): toutes les observations basées sur un examen histopathologique des testicules, y compris, sans toutefois s’y limiter, les gonocytes multinucléés/cellules germinales (GMN), la nécrose, l’hyperplasie, la concentration de petites cellules de Leydig (LC), la vacuolisation de cellules de Sertoli, la diminution du nombre de cellules de Leydig, une augmentation de la taille des cellules de Leydig, la dysgénésie focale ou l’atrophie des tubes séminifères. Distance anogénitale (DAG), cryptorchidie (CRY), hypospadias (HYP).
d
D’autres effets comprennent notamment : une diminution du poids corporel global (p.c.), une diminution du poids des organes reproducteurs (POR) et une toxicité systémique (TS).
e
Dose d’essai la plus faible utilisée dans l’étude.
f
Les résultats pour la DAG ont été présentés sous forme graphique seulement (Moody et coll., 2013).
g
Les testicules des rats traités à raison de 250 mg/kg de DBP présentaient des tubules raccourcis de 5 % environ, avec une apparence spongieuse et une spermatogénèse déficiente (Srivastava et coll., 1990a).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.
ARDR = aucune relation dose-réponse.
TPr = propionate de testostérone.
RNP = résultats non publiés.

Dans l’ensemble, la DMEO la plus faible relevée pour la toxicité du DBP pour la reproduction au stade de vie prépuberté/puberté était de 10 à 50 mg/kg p.c./j, compte tenu de la spermatogénèse différée chez les souris mâles exposées au DBP pendant 10 jours à cette dose et plus (Moody et coll., 2013). À la dose suivante, soit 50 mg/kg p.c./j, une réduction importante de la DAG absolue a été observée au JPN 14 chez les souris, mais l’effet n’était pas important lorsque la DAG était mesurée par rapport au poids corporel. Une augmentation du nombre de cellules de Sertoli immatures et de leur désorganisation a été observée à 100 mg/kg p.c./j. Aucune comparaison n’a été faite avec les rats, car il n’y avait pas d’étude disponible à des plages de doses similaires. La dose d’essai la plus faible chez le rat était de 250 mg/kg p.c./j, et on avait observé une spermatogénèse déficiente, des tubules raccourcis, une diminution du nombre de cellules spermatogènes et de cellules de Leydig (Srivastava et coll., 1990a; Xiao-feng et coll., 2009). La DMEO la plus faible pour ce qui est de la toxicité systémique chez la souris était de 500 mg/kg p.c./j, compte tenu de l’augmentation du poids relatif du cœur après 3 jours d’exposition au DBP. Cet effet s’était dissipé après 14 jours (Moody et coll., 2013). Une étude chez le lapin a indiqué que le DBP causait également des effets sur d’autres espèces, mais on ne sait pas si ces effets se produiraient à des doses plus faibles (Higuchi et coll., 2003).

Exposition par voie orale de mâles adultes matures

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets du DBP sur la santé de rats adultes sexuellement matures (JPN 55+), puisqu’on a établi que le DBP était un analogue du DIBP. De nouvelles études (tableau 9-37) ont été publiées après la date limite de consultation des écrits scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Aly et coll. (2015) ont administré du DBP (0, 200, 400 ou 600 mg/kg p.c./j) à des rats par gavage oral pendant 15 jours. À la plus faible dose d’essai, soit 200 mg/kg p.c./j, ils ont observé une diminution du taux de testostérone sérique, ainsi qu’une diminution du nombre et de la motilité des spermatozoïdes. En outre, leur examen histopathologique des testicules a indiqué une dégénérescence, qui tenait à l’absence de séries spermatogènes dans la lumière de tubules séminifères à partir de 200 mg/kg p.c./j. Cependant, les résultats de cette étude sont limités, car on n’a pas mesuré les effets systémiques et les signes cliniques chez les animaux. Dans une autre étude, Nair (2015) a observé des effets néfastes (modifications pathologiques des testicules et effets sur le sperme) à partir de 500 mg/kg p.c./j.

Tableau 9-37 Effets dus à l’exposition de mâles adultes au DBP (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Stade de vie au début de l’adminis-tration (âge) Taux d’hormonesa (TT, TS, HL) Fertilitéb Pathologie de l’appareil reproducteurc Autres effetsd
Rat Wistar; 0, 200, 400, 600; gavage; 15 jours (Aly et coll., 2015) ~13 semaines NM (TT) 200e (↓ S) NM (HL) 200e (↓ nombre de spermatozoïdes, ↓ motilité des spermatozoïdes) 200e (dégénérescence, avec absence de séries spermato­gènes dans la lumière de certains tubules séminifères) NM (p.c.) 200e (POR) NM (TS)
Rats Wistar; 0, 600; 0, 500, 1000, 1500 DBP; voie orale; 7 jours (Nair 2015) Adulte (âge non indiqué, 120-122 g) NM 500e (FER – ↓ densité du sperme, caryorrhexis dans les spermatocytes) 500e(MPT – atrophie des cellules de Leydig)   NM (p.c.) NM (TS) SE (POR)  

a Le niveau d’hormones peut inclure la quantité ou la production de testostérone testiculaire (T), de testostérone sérique (S) ou de l’hormone lutéinisante (HL).
b
Les paramètres de fertilité comprennent le nombre de spermatozoïdes, la motilité, la morphologie, la viabilité, les stades de la spermatogenèse, et le succès de reproduction après l’accouplement.
c
La pathologie de l’appareil reproducteur comprend toutes les observations basées sur un examen histopathologique des testicules, y compris, sans toutefois s’y limiter, les gonocytes multinucléés, la nécrose, l’hyperplasie, la concentration de petites cellules de Leydig, la vacuolisation de cellules de Sertoli, la diminution du nombre de cellules de Leydig et la réduction de leur taille, la dysgénésie focale, et l’atrophie des tubes séminifères.
d
D’autres effets comprennent notamment : une diminution du poids corporel global (p.c.), une diminution du poids des organes reproducteurs (POR) et une toxicité systémique (TS).
e
Dose la plus faible mesurée dans l’étude.
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Le tableau 9-38 présente les critères d’effet critiques et la DSENO et la DMENO correspondantes pour les effets du DBP sur la reproduction et le développement des rats mâles adultes matures.

Tableau 9-38. Résumé des effets critiques sur la reproduction et le développement des rats mâles adultes matures après l’exposition par voie orale au DBP
Stade de vie Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Adulte Rats Pathologie testiculaire, effets sur le nombre, la densité et la motilité des spermatozoïdes, diminution du POR 500 250 Srivastava et coll. (1990b); Zhou et coll. (2011c); Nair (2015)

DEHP

Premiers stades du développement : exposition in utero

La Commission européenne a classé le DEHP parmi les substances toxiques pour la reproduction de catégorie 1B (substance présumée toxique pour la reproduction chez les humains), au sens du Règlement sur la classification, l’étiquetage et l’emballage (CEE) de l’Union européenne (ECHA 2015b).

Une recherche dans les écrits scientifiques a recensé de nombreuses études sur la toxicité du DEHP pendant la gestation des rongeurs. Aux fins de la présente ERC, seules les études tenant compte de la fenêtre de programmation de la masculinisation, et dans lesquelles les effets du DEHP ont été observés à des doses égales et inférieures à 50 mg/kg p.c./j chez le rat et à 100 mg/kg p.c./j chez la souris, ont été prises en compte dans l’évaluation préalable.

Dans l’ensemble, les effets néfastes touchant les paramètres utilisés pour décrire le SPR chez les descendants des rats mâles après une exposition in utero au DEHP comprennent la diminution des taux de testostérone sérique et testiculaire, la SPP différée, la DAG, l’augmentation du nombre de cas de RM et de CRY, les malformations testiculaires pathologiques et les effets sur la fertilité. Santé Canada (2018b) présente un résumé complet des effets sur la santé, associés à l’exposition au DEHP pendant la gestation. Le tableau 9-39 énumère les principales études décrivant les effets de l’exposition au DEHP pendant la gestation, chez les descendants mâles.

Tableau 9-39. Principales études décrivant des effets chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j) de l’exposition au DEHP pendant la gestation
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Niveaux de testostéronea (T, S) Paramètres de féminisationb Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc Autres paramètres de développementd Effets maternels
Crl : rats CD BR SD; 1,5 (Con), 10, 30, 100, 300, 1 000, 7 500, 10 000 ppm (est. F0 : 0,12, 0,78, 2,4, 7,9, 23, 77, 592, 775); régime alimentaire; 6 semaines avant jusque après l’accouplement – JPN 35 de la dernière des trois portées (Wolfe et Layton 2003) NM 592 (DAG) AE (RM) 592 (SPP) 592 (CRYe) NC (HYP) 23 (MPT – faible nombre de cas de testicules et épididymes petits ou aplastiques, petite vésicule séminale, atrophie minimale des tubules séminifères; petite prostate @ 77; 592 (FER – ↓ sperme mesuré); 775 (FER – ↓ épididyme, densité du sperme) 775 (p.c.) 592 (POR – chez les adultes) 592 (VF) NM (EMB) NM (ESV) DMEO = 592  (↑ poids abs. et rel. du foie, poids rel. des reins, ↑ cons. alim. pendant la gestation, ↓ cons. alim. pendant la lactation)
Crl : rats CD BR SD; 1,5 (Con), 10, 30, 100, 300, 1 000, 7 500, 10 000 ppm (est. F1 : 0,09, 0,48, 1,4, 4,9, 14, 48, 391, 543); régime alimentaire; 6 semaines avant l’accouplement – JPN 35 de la dernière des trois portées (Wolfe et Layton 2003) NM 391 (DAG) AE (RM) 0,48 (SPP) 1,4 (CRYe) NC (HYP) 14 (MPT – faible nombre de cas de testicules et épididymes petits ou aplastiques; atrophie des tubules séminifères à 391) 4,9ARDE (FER – morphologie anormale des spermatozoïdes); 391 (FER – ↓ sperme, ↓ % de motilité, ↓ épididyme, densité du sperme) 391 (p.c.) 391 (POR – chez les adultes) 543 (VF – pas de descendants) 543 (EMBe) NM (ESV) DMEO = 391 (↑ poids abs. et rel. du foie et ↑ cons. alim.)
Crl : rats CD BR SD; 1,5 (Con), 10, 30, 100, 300, 1 000, 7 500 ppm (est. F2 : 0,1, 0,47, 1,4, 4,8, 14, 46, 359); régime alimentaire; 6 semaines avant l’accouplement – JPN 35 de la dernière des trois portées (Wolfe et Layton 2003) NM 359 (DAG) 359 (RM) 359 (SPP) 359 (CRYe) NC (HYP) ND (PT) 359 (FER – ↓ sperme, ↓ épididyme, densité du sperme) SE (p.c.) 359 (POR – chez les adultes) ND (VF) 359 (EMBe) NM (ESV) DMEO = 359 (↑ poids abs. et rel. du foie, ↑ cons. alim.)
Rats Wistar; 0, 3, 10, 30, 100, 300, 600, 900; gavage; JG 7-JPN 16 (Christiansen et coll., 2010) NM 10 (AJG f) 10 (NRf) NM (SPP) NM (CRY) NM (HYP) 300 (MPT – testicules immatures, développement différé de l’épithélium séminifère, hyperplasie focale des cellules de Leydig, ↓ diamètre des tubules séminifères, ↓ cellules germinales) NM (FER) 600 (p.c.) 10 (PORf) 10ARDE (VF) NM (EMB) NM (ESV) SE
Rats Wistar; 0, 0,015-1,215; 5, 15, 45, 135, 405; gavage; JG 6-JPN 21 (Andrade et coll., 2006a, b) SE (T- JPN 1)
0,045ARDE (↑ S)
0,015e (↑), 405 (↓) [DAG- JPN 22] 405 (RM) 15 (SPP) 5g (CRY) SE (HYP) 135 (MPT – GMN, ↓ couches de cellules germinales); 405 (MPT – ↓ différenciation des cellules germinales dans les tubules séminifères, ↓ diamètre des tubules, ↓ lumière) 15g (FER – ↓ prod. sperme, 25 %); 0,045 (FER – ↑ anomaliesARDE) 0,045ARDE (↑ p.c., JPN 1) 5 (↑ PORg transitoire) SE (VF) SE (EMB) NM (ESV) SE  

a Taux de testostérone mesuré (peut comprendre la quantité ou la production) à différents jours après la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations comprennent : la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (MPT), y compris les gonocytes multinucléés (GMN) et des effets sur la reproduction comme la fertilité (FER) chez les petits (nombre et motilité des spermatozoïdes) ou succès de la reproduction à l’âge adulte après une exposition in utero. MTT = migration testiculaire transabdominale.
d
D’autres effets développementaux comprennent notamment la diminution du poids corporel (p.c.) fœtal global au JPN 1, la diminution du poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité fœtale (VF), l’embryotoxicité (EMB) et le nombre de cas de malformations externes, du squelette ou viscérales (ESV).
e
L’étude du paramètre CRY était basée sur un retard important de la descente des testicules. Le paramètre EMB était basé sur un essai additionnel d’accouplement par croisement réalisé avec les mâles et les femelles ayant reçu 7 500 et 10 000 ppm (Wolfe et Layton 2003).
f
Les niveaux d’effets pour les paramètres DAG et RM étaient basés sur un des deux ensembles d’expériences. Des effets similaires ont été observés à des doses supérieures dans l’autre ensemble d’expériences. Le niveau d’effet pour le paramètre POR était basé sur la combinaison des résultats des deux ensembles d’expériences (Christiansen et coll., 2010).
g
Le paramètre CRY était basé sur la non-descente (ectopique) des testicules, observée chez trois animaux exposés à 5, 135 ou 405 mg/kg p.c./j (un cas pour chaque dose). Dans les trois cas, la non-descente des testicules était unilatérale (côté droit) et les testicules non descendus se trouvaient dans la poche inguinale superficielle. Le critère d’effet pour le paramètre POR, indiqué par l’auteur, a été ajusté en fonction du poids corporel par analyse de covariance (Andrade et coll., 2006a,b).
ARDR = aucune relation dose-réponse.
RNP = résultats non publiés.
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Dans l’ensemble, la DSENO maximale relevée pour la toxicité du DEHP pour le développement, après l’exposition pendant la gestation, était de 4,8 mg/kg p.c./j, étant donné l’épididyme petit ou aplastique (ou les deux), la pathologie testiculaire et d’autres effets du SPR observés chez les générations F1 et F2 à la dose suivante de 14 mg/kg p.c./j dans une étude de toxicité multigénérationnelle pour la reproduction (Wolfe et Layton 2003; Blystone et coll., 2010). Ce niveau d’effet a également été constaté par d’autres gouvernements et organisations (Commission européenne 2008; APE du Danemark 2012; USCPSC CHAP 2014; EFSA 2005). À des doses similaires de 10 à 15 mg/kg p.c./j dans d’autres études (Andrade et coll., 2006a,b; Christiansen et coll., 2010), on a observé une diminution de la DAG, une augmentation de la RM, une diminution du poids des organes reproducteurs et une SPP différée chez les descendants de rats. La DSEO la plus faible pour la toxicité maternelle du DEHP était de 359 mg/kg p.c./j, en fonction de l’augmentation du poids du foie et de la consommation alimentaire.

Exposition aux stades prépubère et pubère

Une recherche dans les publications scientifiques a relevé plusieurs études sur la toxicité du DEHP pour la reproduction des jeunes rongeurs. Les résultats d’études avec exposition répétée par voie orale chez des rats sexuellement immatures (JPN 1 à 55) ont montré que l’administration du DEHP peut avoir des effets sur la reproduction chez le rat mâles.

Dans l’ensemble, les effets néfastes observés chez les mâles prépubères après une exposition de courte durée au DEHP comprennent des modifications des niveaux de testostérone sérique et testiculaire, des effets histopathologiques dans les testicules et des effets potentiels sur la fertilité (spermatogénèse, nombre et motilité des spermatozoïdes). Les effets observés sur la reproduction chez la souris prépubère ou pubère, après une exposition au DEHP, se produisaient à des doses plus élevées que chez le rat. On a constaté que d’autres espèces étaient également moins sensibles que le rat au DEHP. Aucun effet important n’a été observé chez le macaque de Buffon, le ouistiti et le hamster doré traités avec du DEHP. Un résumé des effets sur la santé associés à l’exposition au DEHP chez des animaux prépubères et pubères figure dans Santé Canada (2018b). Le tableau 9-40 présente les principales études ayant constaté des effets dus à l’exposition au DEHP chez des mâles prépubères et pubères.

Tableau 9-40. Principale études portant sur les effets dus à l’exposition au DEHP chez des mâles prépubères et pubères(mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Stade de vie au début de l’adminis-tration (âge) Taux d’hormonesa (TT, TS, HL) Fertilitéb Pathologie de l’appareil reproducteurc Autres effetsd
Rats SD; 0, 10, 100, 1 000, 2 000 (fatal); gavage; 5 jours (Dostal et coll., 1988) Prépubère (JPN 21) NM (TT)
NM (TS) NM (HL)
NM 1 000 (perte de spermatocytes dans le cytoplasme des cellules de Sertoli, dégénérescence des spermatocytes) 1 000 (p.c.-sig. @ 10, NS @ 100) 500 (POR) NM (TS)
Rats SD; 0, 200, 500, 1 000; gavage; 5 jours (groupe de fertilité accouplé à 8-15 semaines (accouplement à F344)) (Dostal et coll., 1988) Étude postnatale (JPN 6) NM 200e (↓ spermatides à 13 sem.; @ 1 000 à 19 sem.) 500 (↓ nombre de cellules de Sertoli 24 h après la dernière dose) 1 000 (p.c.-24 h après la dernière dose) 500 (POR-24 h après la dernière dose) NM (TS)
Rats SD; 0, 300, 600; gavage; 21 jours (Cammack et coll., 2003) Étude postnatale (JPN 3-5) NM SE (JPN 90) 300 (JPN 25; modifications testiculaires, notamment amenuisement partiel de l’épithélium germinal ou diamètre moindre des tubules séminifères) moins grave @ JPN 90 600 (p.c.) 300 (POR – JPN 25, JPN 90) 300 (TS-↑ poids rel. du foie)
Rats Wistar; 0, 1, 3, 10, 30, 100, 300; gavage; 40 jours (Tonk et coll., 2012)f Prépubère (JPN 10) NM (TT)
3,9 (↓ S –BMDL5) 14 (↑ LH- BMDL5)
↓ numé-ration des sperma-tozoïdes (20 %) (BMDL5) 300f (MPT – lésions; vacuolisation des cellules de Sertoli) SE (p.c.) 84 (POR – BMDL5) 4,4 (TS-↑ poids rel. du foie – BMDL5)
Rats Wistar; 0, 1, 3, 10, 30, 100, 300; gavage; 40 jours (Tonk et coll., 2012)f Pubère-adulte (JPN 50) NM (TT)
3,9 (S-BMDL5) 62 (LH- BMDL5)
55 (BMDL5, numé-ration des sperma-tozoïdes) 300f (MPT – lésions; vacuolisation des cellules de Sertoli) SE (p.c.) 517 (POR BMDL5) 4,4 (TS-↑ poids rel. du foie – BMDL5) [TS]

a Les niveaux d’hormones peuvent comprendre la quantité/production de testostérone testiculaire (TT), testostérone sérique (TS), hormone lutéinisante (LH), hormone glucocorticoïde (GC), ou hormone folliculostimulante (FSH).
b
Les paramètres de fertilité comprennent le nombre de spermatozoïdes, la motilité, la morphologie, la viabilité, les stades de la spermatogenèse, et le succès de reproduction au stade adulte après une exposition in utero.
c
La pathologie de l’appareil reproducteur comprend : pathologie testiculaire (MPT): toutes les observations basées sur un examen histopathologique des testicules, y compris, sans toutefois s’y limiter, les gonocytes multinucléés/cellules germinales (GMN), la nécrose, l’hyperplasie, la concentration de petites cellules de Leydig (LC), la vacuolisation de cellules de Sertoli, la diminution du nombre de cellules de Leydig, une augmentation de la taille des cellules de Leydig, la dysgénésie focale ou l’atrophie des tubes séminifères.
d
D’autres effets comprennent notamment : une diminution du poids corporel global (p.c.), une diminution du poids des organes reproducteurs (POR) et une toxicité systémique (TS).
e
Dose la plus faible mesurée dans l’étude.
f
Les données étaient présentées à une limite de confiance inférieure de 5 % de la dose de référence (BMDL5). Chez les mâles juvéniles, la séparation du prépuce était différée dans le groupe de doses de 300 mg/kg p.c. Les modifications pathologiques testiculaires ont été examinées seulement chez les animaux du groupe de doses de 300 mg/kg p.c./j (Tonk et coll., 2012).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Dans l’ensemble, la DSENO maximale relevée pour la toxicité pour la reproduction au DEHP au stade de vie prépuberté/puberté était de 10 mg/kg p.c./j, en fonction de la diminution importante du poids absolu des testicules à la dose suivante de 100 mg/kg p.c./j chez les rats exposés au DEHP pendant 5 jours à partir du JPN 21 (Dostal et coll., 1988). À 200 mg/kg p.c./j, une diminution du nombre de spermatides a été observée à 13 semaines chez les rats exposés pendant 5 jours à partir du JPN 6 (Dostal et coll., 1988). Des modifications pathologiques testiculaires ont été observées à 300 mg/kg p.c./j et des doses plus élevées chez les rats exposés au DEHP pendant 21 jours à partir des JPN 3 à 5 (Cammack et coll., 2003) et chez les rats exposés pendant 40 jours à partir du JPN 10 ou du JPN 50 (Tonk et coll., 2012).

Exposition par voie orale de mâles adultes matures

Nous avons recensé les études sur la toxicité potentielle du DEHP sur la reproduction au stade de vie adulte du rat, de la souris, du ouistiti et du furet mâles (JPN 55+).

Chez le rat, l’exposition chronique au DEHP (104 semaines ou 2 ans) a provoqué l’inhibition de la spermatogénèse dès 10 à 29 mg/kg p.c./j (Ganning 1991; David et coll., 2000a). Chez les animaux traités pendant une période plus courte que l’exposition chronique (2 à 13 semaines), l’inhibition de la spermatogénèse, la diminution du nombre et de la motilité des spermatozoïdes ont été observées à 300 – 900 mg/kg p.c./j (Poon et coll., 1997; Wolfe et Layton 2003; Kwack et coll., 2009; Tonk et coll., 2012; Abd-Ellah et coll., 2016). En général, on a observé une diminution du poids des testicules et des modifications pathologiques de ces mêmes organes à 300 mg/kg p.c./j et plus.

Les souris, les furets et les ouistitis au stade adulte étaient moins sensibles au DEHP que les rats. Dans leur étude d’exposition chronique, David et coll. (2000b) ont observé des effets systémiques chez la souris, notamment la diminution du poids relatif des reins et l’augmentation du poids absolu du foie à 99 mg/kg p.c./j, et des effets sur le sperme et des modifications pathologiques des testicules à 292 mg/kg p.c./j. Chez les furets, des modifications pathologiques des testicules, une diminution de leur poids corporel et une augmentation du poids de leur foie ont été observées à des doses beaucoup plus élevées, soit 1 200 mg/kg p.c./j, par Lake et coll. (1976). Chez le ouistiti, seulement les effets du PPAR sur le foie ont été observés à 500 mg/kg p.c./j (Kurata et coll., 1998). Santé Canada (2018b) ont résumé les effets sur la santé associés à l’exposition au DEHP au stade de vie adulte. Le tableau 9-41 présente les principales études signalant des effets chez les mâles adultes de l’exposition au DEHP.

Tableau 9-41. Effets dus à l’exposition de mâles adultes au DEHP (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Stade de vie au début de l’adminis-tration (âge) Taux d’hormonesa (TT, TS, HL) Fertilitéb Pathologie de l’appareil reproducteurc Autres effetsd
Rats Fischer 344; 0, 100, 500, 2 500, 12 500 ppm (est. 0, 5,8, 28,9, 146,6, 789); régime alimentaire; 104 semaines (David et coll., 2000a) 6 sem NM (TT)
NM (TS) NM (HL)
28,9 (↓ spermato-génèse) ↓ tumeurs des cellules interstitielles des testicules à 789 789 (p.c.- ↓ à partir de la sem. 1) 500 (POR) 146,6 (TS- ↑ poids rel./abs. reins, foie, ↑ poids rel. poumons; 789 – foie et reinse effets histopatho-logiques, pancréas, ↑ glande pituitaire, cellules de castration); ↑ hépatite spongiosique à 146,6 et 789)

a Le niveau d’hormones peut inclure la quantité ou la production de testostérone testiculaire (T), de testostérone sérique (S) ou de l’hormone lutéinisante (HL).
b
Les paramètres de fertilité comprennent le nombre de spermatozoïdes, la motilité, la morphologie, la viabilité, les stades de la spermatogenèse et le succès de reproduction après l’accouplement.
c
La pathologie de l’appareil reproducteur comprend toutes les observations basées sur un examen histopathologique des testicules, y compris, sans toutefois s’y limiter, les gonocytes multinucléés, la nécrose, l’hyperplasie, la concentration de petites cellules de Leydig, la vacuolisation de cellules de Sertoli, la diminution du nombre de cellules de Leydig et la réduction de leur taille, la dysgénésie focale, et l’atrophie des tubes séminifères.
d
D’autres effets comprennent notamment : une diminution du poids corporel global (p.c.), une diminution du poids des organes reproducteurs (POR) et une toxicité systémique (TS).
e
Parmi les autres effets systémiques, mentionnons : néphropathie progressive chronique observée dans tous les groupes de mâles, avec augmentation de la gravité à 789 mg/kg p.c./j. ↑ importante de l’hyperplasie et des adénomes du pancréas chez les mâles seulement à 789 mg/kg p.c./j (David et coll., 2000a).
NM = paramètre non mesuré.

Dans l’ensemble, la DSENO maximale relevée pour la toxicité pour la reproduction au DEHP au stade de vie adulte était de 5,8 mg/kg p.c./j, fondée sur la diminution de la spermatogénèse à la dose suivante de 29 mg/kg p.c./j chez des rats mâles adultes exposés de façon chronique au DEHP pendant 104 semaines (David et coll., 2000a).

DnHP

Premiers stades du développement : exposition in utero

La Commission européenne a classé le DnHP parmi les substances toxiques pour la reproduction de catégorie 1B (substance toxique présumée pour la reproduction chez les humains), au sens du Règlement sur la classification, l’étiquetage et l’emballage (CEE) de l’Union européenne (ECHA 2015c).

Une recherche dans les écrits scientifiques a retrouvé de nombreuses études récentes sur la toxicité du DnHP pendant la gestation des rongeurs. Aux fins de l’évaluation des risques cumulatifs, seules les études tenant compte de la fenêtre de programmation de la masculinisation chez les mâles ont été prises en compte dans la présente évaluation préalable.

Dans l’ensemble, les effets néfastes dans les paramètres utilisés pour décrire le SPR chez les descendants des rats mâles après une exposition in utero au DnHP comprennent la diminution des niveaux de testostérone sérique et testiculaire, la SPP différée, la DAG, la rétention mamelonnaire (RM), une augmentation du nombre de cas de CRY et d’hypospadias, des malformations testiculaires pathologiques et des effets sur la fertilité. Deux études ont été menées chez la souris, dans lesquelles des effets d’embryotoxicité et de viabilité du fœtus ont été observés. Santé Canada (2018b) résume les effets sur la santé associés à une exposition au DnHP pendant la gestation. Le tableau 9-42 présente la liste des principales études ayant fait état d’effets pendant la gestation dus à l’exposition au DnHP chez les descendants mâles.

Tableau 9-42. Principales études sur les effets chez les descendants mâles découlant de l’exposition au DnHP pendant la gestation (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Taux de testostéronea (T, S) Paramètres de féminisationb Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc Autres paramètres de développementd Effets maternels
Rats SD; 0, 5, 20, 50, 100, 125, 250, 500, 625; gavage; 12 à 19 jours de gestation (Saillenfait et coll., 2013a) 20 (T- ↓ de 17 % au JG 19; DE50 = 67,4 mg/kg) NM (TS) NM (DAG) NM (RM) NM (SPP) NM (CRY) NM (HYP) 500e (MPT –distribution anormale des cellules de Leydig au JG 19, ↓ nombre de grappes de cellules de Leydig, ↑ taille des grappes de cellules de Leydig, autre effets) NM (FER) NM (p.c.) NM (POR) NM (VF) NM (EMB) NM (ESV) NP
Rats Wistar; 0, 20, 100, 500; gavage oral; JG 6 à 19 (Ahbab et Barlas, 2013) 20f (↓ T : 450 pg/ml testostérone par rapport aux témoins, p < 0,05)   20f (↓ rapport DAG/racine cubique du poids corporel, témoin à environ 2,4 mm/g1/3 et 20 mg/kg/j à environ 2,0 mm/g1/3, p < 0,05) NM (CRY) NM (HYP) 20f (MPT – tubules séminifères atrophiés et petits, diminution de cellules germinales dans les tubules, cellules détachées des parois tubulaires) NM (FER) 20f (↓ 15,9 % p.c.; à 100, ↓ 20,5 % p.c.; à 500, ↑ 13,6 % p.c.) NM (POR) SE (VF) 20f (EMB-résorption d’après le nombre de descendants, et non par pourcentage) NM (ESV) SE

a Taux de testostérone mesuré (peut comprendre la quantité et la production) à différents jours après la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations comprennent : la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (MPT), y compris les gonocytes multinucléés (GMN) et des effets sur la reproduction comme la fertilité (FER) chez les petits (nombre et motilité des spermatozoïdes) ou succès de la reproduction à l’âge adulte après une exposition in utero. MTT = migration testiculaire transabdominale.
d
D’autres effets développementaux comprennent notamment la diminution du poids corporel (p.c.) fœtal global au JPN 1, la diminution du poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité fœtale (VF), l’embryotoxicité (EMB) et le nombre de cas de malformations externes, du squelette ou viscérales (ESV).
e
Les MPT ont été examinées seulement chez les témoins et les groupes ayant reçu une dose de 500 mg/kg p.c./j (Saillenfait et coll., 2013).
f
Dose minimale d’essai utilisée lors de cette étude.
NP = Résultats non consignés (mais la mesure a été indiquée dans la section des méthodes et des matériaux).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.

Dans l’ensemble, la DSENO maximale relevée pour la toxicité du DnHP pour le développement, après une exposition pendant la gestation, était de 5 mg/kg p.c./j, fondée sur la diminution des niveaux de testostérone sérique et testiculaire, la diminution de la DAG à la naissance chez les mâles et des modifications pathologiques des testicules observées à 20 mg/kg p.c./j ou à des doses plus élevées chez le rat (Ahbab et Barlas 2015; Saillenfait et coll., 2013a).

Exposition aux stades prépubère et pubère

Une recherche dans les écrits scientifiques a permis de relever quatre études sur la toxicité du DnHP pour la reproduction chez les jeunes rats sexuellement immatures (JPN 1 à 55). Ces études ont généralement été réalisées à des doses élevées et ne décrivent pas des paramètres associés au SPR, sauf une étude dans laquelle on avait administré des doses plus faibles chez des rats mâles castrés. Un résumé des effets sur la santé associés à l’exposition au DnHP à la prépuberté/puberté est présenté dans Santé Canada (2018b). Comme les études disponibles étaient limitées, le DEHP a été désigné comme phtalate « analogue le plus proche », compte tenu des similitudes de la métabolisation du monoester, ainsi que la longueur et la nature des chaînes ester fondée sur les mêmes catégories chimiques et la lecture croisée des autres phtalates (Santé Canada 2015).

Comme nous l’avions décrit plus haut dans la section sur le DEHP, la DSENO maximale relevée pour la toxicité du DEHP pour la reproduction au stade de vie prépuberté/puberté était de 10 mg/kg p.c./j, étant donné la diminution importante du poids absolu des testicules à la dose suivante de 100 mg/kg p.c./j chez les rats exposés au DEHP pendant cinq jours à partir du JPN 21 (Dostal et coll., 1988). Par conséquent, le niveau d’effet critique de 10 mg/kg p.c./j sera utilisé pour caractériser le risque de toxicité du DnHP pour le développement pour ce stade de vie.

Exposition des mâles adultes matures

On a trouvé deux études portant sur la toxicité potentielle au DnHP pour la reproduction des rongeurs mâles au stade de vie adulte (JPN 55+). Portant sur le rat, la première n’avait pas mesuré les paramètres associés au SPR. La deuxième avait été réalisée chez la souris, et on a examiné les effets sur la fertilité et la pathologie testiculaire. Santé Canada (2018b) résume les effets sur la santé découlant de l’exposition au DnHP au stade adulte. Le tableau 9-43 présente les principales études portant sur les effets de l’exposition au DnHP chez les mâles adultes.

Tableau 9-43. Effets dus à l’exposition au DnHP chez les mâles adultes matures (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Âge au début de l’adminis-tration Taux d’hor­monesa (TT, TS, HL) Fertilitéb Pathologie de l’appareil reproducteurc Autres effetsd
Souris albinos Outbred COBS Crl : CD-1, (IRC)BR; 0, 0,3, 0,6, 1,2 %; 0, 390, 780, 1 560 mg/kg p.c./j (d’après la conversion des doses par SC 1994); (essai d’accouplement croisé et examen macroscopique à l’autopsie à la dose maximale seulement); voie orale par le régime alimentaire; 7 jours avant l’accouplement et 98 jours de cohabitation (exposition totale : 105 jours) (Lamb et coll., 1987)   JPN 42 NM 390e (↓ fertilité après accouplement, portées / paire, petits vivants / portée, proportion de petits nés vivants, poids des petits vivants; 780, production de 1 portée; 1 560, infertile) 1 560f (paramètres du sperme, ↓ % motilité et concentration du sperme, % nombre de spermatozoïdes anormaux)   1 560f (atrophie importante des tubules séminifères, tubules recouvertes surtout par des cellules de Sertoli, aucune spermatogénèse normale observée, chez 3 souris sur 18, changements microscopiques observés dans les vésicules séminale 1 560f (↓ 10,27 % p.c. chez les mâles F0, calculé à partir de 36,19 g à la dose de 1 560, par rapport à 40,33 chez les témoins)   1 560f (↓ POR, c.-à-d. testicule gauche et épididyme, testicule droit, épididyme droit, prostate, vésicules séminales)   1 560 (TS -↓ poids du foie, des reins et des surrénales)

a Les concentrations d’hormones peuvent inclure la quantité ou la production de testostérone testiculaire (T), de testostérone sérique (S) ou de l’hormone lutéinisante (HL).
b
Les paramètres de fertilité comprennent le nombre de spermatozoïdes, la motilité, la morphologie, la viabilité, les stades de la spermatogenèse, et le succès de reproduction après l’accouplement.
c
La pathologie de l’appareil génital comprend ce qui suit : les observations fondées sur l’examen histopathologique des testicules, notamment les gonocytes multinucléés, la nécrose, l’hyperplasie, le groupement de petites cellules de Leydig, la vacuolisation des cellules de Sertoli, la diminution du nombre de cellules de Leydig, l’augmentation de la taille des cellules de Leydig, la dysgénésie focale et l’atrophie des tubes séminifères.
d
Parmi les autres effets, on note la diminution générale du poids corporel (p.c.), la diminution du poids des organes reproducteurs (POR) et la toxicité systémique (TS).
e
Dose d’essai la plus faible utilisée dans l’étude.
f
Trois paramètres (pathologie de l’appareil reproducteur, p.c. et POR) ont été examinés seulement chez les témoins et les groupes ayant reçu la dose de 1 560 mg/kg p.c./j (Lamb et coll., 1987).
NM = paramètre non mesuré.

Dans l’ensemble, aucune DSENO n’a été fixée et la DMENO la plus faible relevée pour la toxicité du DnHP pour la reproduction était de 390 mg/kg p.c./j chez la souris, étant donné les effets néfastes sur la fertilité (diminution de la fertilité, le nombre de portées par paire, le nombre de petits vivants par portée et la proportion de petits nés vivants) chez des souris mâles adultes traitées au DnHP pendant 105 jours (Lamb et coll., 1987).

DIOP

Premiers stades du développement : exposition in utero

La Commission européenne a classé le DIOP parmi les substances toxiques pour la reproduction de catégorie 1B (substance présumée toxique pour la reproduction chez les humains), au sens du Règlement sur la classification, l’étiquetage et l’emballage (CEE) de l’Union européenne (ECHA 2015d).

Nous avons retrouvé trois études visant la fenêtre de programmation de la masculinisation, toutes réalisées par Saillenfait et coll. (2013b). Les effets néfastes utilisés comme paramètres pour décrire le SPR chez les descendants des rats mâles exposés in utero au DIOP comprenaient la diminution de la teneur en testostérone testiculaire, la diminution de la DAG, l’augmentation du nombre de cas de RM et de CRY, les malformations testiculaires pathologiques et les incidences sur la fertilité. Santé Canada (2018b) a présenté un résumé des effets sur la santé dus à l’exposition au DIOP pendant la gestation. Le tableau 9-44 résume les principales études sur les effets sur les descendants mâles de l’exposition au DIOP pendant la gestation.

Tableau 9-44. Effets sur les descendants mâles de l’exposition au DIOP pendant la gestation (mg/kg p.c./j)
Souches et espèces; dose (mg/kg p.c./j); voie; durée (référence) Taux de testostéronea (T, S) Paramètres de féminisationb Malformations de l’appareil reproducteur ou fertilitéc Autres paramètres de développementd Effets maternels
DIOP Rats SD; 0, 100, 500, 1 000; gavage; JG 12-21 (Saillenfait et coll., 2013b) NM NM (DAG)
1 000 (RM @ JPN 68-84)
NM (SPP)
1 000 (CRY @ JPN 68-84) 1 000 (HYP @ JPN 68-84) 500 (MPT – un cas chacun de testicules unilatéralement gonflées, épididyme anormal, prostate et vésicules séminales sous-développées), 500 (FER – hypo-spermatogénèse) SE (p.c.) 500 (POR) 1 000 (VF @JPN 21) SE (EMB) NM (ESV) 1 000 (p.c.)

a Taux de testostérone mesurés (peuvent comprendre la quantité ou production) à divers jours suivant la naissance. T = testostérone testiculaire; S = testostérone sérique.
b
Les paramètres de féminisation peuvent inclure la distance anogénitale (DAG), la rétention mamelonnaire (RM) et la séparation du prépuce (SPP).
c
Les malformations peuvent inclure la cryptorchidie (CRY), l’hypospadias (HYP), la pathologie testiculaire (PT), et des effets sur la reproduction tels que la fertilité (FER) chez les descendants (nombre de spermatozoïdes, motilité) à l’âge adulte après une exposition in utero. MTT = migration testiculaire transabdominale.
d
D’autres effets sur le développement comprennent des diminutions dans le poids corporel total du fœtus au premier jour postnatal (JPN), des diminutions de poids des organes reproducteurs (POR), la viabilité embryonnaire/fœtale, la taille moyenne de la portée (TMP), ou le nombre de cas de malformations externes, squelettiques ou viscérales (ESV).
NM = paramètre non mesuré.
SE = sans effet observé dans la plage de doses d’essai. Lorsque SE seulement est indiqué dans les quatre premières colonnes des effets, tous les paramètres dans la description sous le tableau ont été mesurés, et aucun effet statistiquement significatif n’a été observé pour les critères dans la plage des doses administrées.
Dans l’ensemble, la DSENO maximale déterminée pour la toxicité du DIOP pour le développement après l’exposition pendant la gestation est de 100 mg/kg p.c./j, elle est fondée sur des modifications pathologiques des testicules, des effets sur la fertilité et la diminution du poids des testicules à la dose suivante de 500 mg/kg p.c./j. En outre, Saillenfait et coll. (2013b) ont observé une diminution du poids corporel des mères à 1 000 mg/kg p.c./j.

Exposition aux stades prépubère et pubère

Nous n’avons trouvé aucune étude portant sur l’exposition par voie orale au DIOP avec doses répétées chez des animaux sexuellement immatures (JPN 1 à 55). Le DIHepP a été identifié comme analogue approprié pour une lecture croisée. Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets sur la santé dus au DIHepP et relevés dans les écrits scientifiques. Le tableau 9-45 présente les critères d’effet critiques, et les DSENO et DMENO (le cas échéant) correspondantes, pour le DIOP.

Tableau 9-45. Résumé des niveaux d’effets critiques, déduits à partir de son analogue, de l’exposition au DIOP par voie orale sur la reproduction et les effets sur le développement
Stade de vie Espèce Effets DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
Prépuberté / puberté Rats (DIHepP) baisse significative de la DAG; séparation du prépuce différée, rétention des mamelons, hypospadias et cryptorchidie chez les petits rats F1 419–764 227–416 McKee et coll. (2006)
Adulte Rats (DIHepP) Aucun effet néfaste observé jusqu’à la dose maximale d’essai S.O. 404–623 McKee et coll. (2006)

S.O. = sans objet.

Exposition des mâles adultes matures par voie orale

Nous n’avons trouvé aucune étude sur l’exposition d’animaux adultes au DIOP à des doses répétées par voie orale. Nous avons déterminé que le DIHepP était un analogue approprié pour une lecture croisée. Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) résume les effets sur la santé causés par le DIHepP et recensées dans les publications scientifiques. Le tableau 9-45, présenté à la section précédente, résume les critères d’effet critiques et les DSENO et DMENO (le cas échéant) correspondantes pour le DIOP.

Effets constatés chez les humains

Nous avons recherché dans les écrits scientifiques des données sur les effets des phtalates supplémentaires sur les humains. Notre interrogation a porté sur les critères d’effet touchant la reproduction et le développement chez les mâles puisque les rapports ECS ont jugé que ces critères étaient critiques pour la santé. Nous avons évalué à fond les études recensées et leur avons attribué une cote de qualité selon une métrique d’évaluation cohérente (Downs et Black 1998).

En ce qui concerne les effets sur la santé évalués (concentrations d’hormones sexuelles, distance anogénitale, mensurations à la naissance, organes génitaux des jeunes garçons, mise bas prématurée et âge à la gestation, puberté masculine altérée, gynécomastie, modifications des paramètres du sperme, grossesse improductive et durée modifiée de la grossesse), on a publié peu données permettant d’associer le DEHP aux concentrations d’hormones sexuelles (Pan et coll., 2006; Meeker et coll., 2009; Li et coll., 2011; Mendiola et coll., 2011, 2012; Joensen et coll., 2012; Araki et coll., 2014; Ferguson et coll., 2014a; Pant et coll., 2014; Su et coll., 2014; Chang et coll., 2015; Fong et coll., 2015; Jensen et coll., 2015; Pan et coll., 2015; Wang et coll., 2016), aux mensurations à la naissance (Zhang et coll., 2009; Philippat et coll., 2012; de Cock et coll., 2014; Zhao et coll., 2014; Lenters et coll., 2015b; Xie et coll., 2015; Zhao et coll., 2015; Casas et coll., 2016; Arbuckle et coll., 2018Note de bas de page 17 ) et aux paramètres du sperme (Zhang et coll., 2006; Pant et coll., 2008; Jurewicz et coll., 2013; Huang et coll., 2014; Pant et coll., 2014; Specht et coll., 2014; Axelsson et coll., 2015a; Axelsson et coll., 2015b; Lenters et coll., 2015a; Pan et coll., 2015; Wang et coll., 2015b; Thurston et coll., 2016; Chang et coll., 2017; Chen et coll., 2017). Les éléments probants permettant d’associer les phtalates restants aux effets sur la santé sont inadéquats ou inexistants (tableau 9-46). Vous pourrez obtenir sur demande plus de détails en vous adressant à Santé Canada (2018c; 2018d).

Tableau 9-46. Résumé des niveaux de preuve permettant d’associer les phtalatesa supplémentaires aux effets sur la santé
Effet BBP
(MBP, MBzP)
DBP DEHP (MEHP, MEOHP, MEHHP, MECPP, MCMHP) DnHP
(MnHP)
DIOP
Concentrations d’hormones sexuelles IA (14) NA (1) LA (17) NM NM
Distance anogénitale NA (5);
LA (1)
NM IA (8) NM NM
Mesures à la naissance IA (4) IA (2) LA (11) NM NM
Organes génitaux des jeunes mâles NA (1) NM IA (3) NM NM
Mise bas prématurée et âge à la gestation IA (4) NM IA (6) NM NM
Puberté mâle altérée NA (2) NM IA (4) NM NM
Gynécomastie NA (1) NM NA (2) NM NM
Changements dans les paramètres du sperme IA (10) IA (2) LA (13) NM NM
Perte de grossesse NA (3) NM IA (4) NM NM
Durée modifiée de la grossesse IA (2) NA (1) NA (2) NM NM

a Les niveaux de preuve permettant d’associer les phtalates d’intérêt à des effets sur la santé sont définis comme suit (Santé Canada 2018c, 2018d) :
LA = Preuves limitées : Les preuves suggèrent l’existence d’un lien entre l’exposition à un phtalate ou à son métabolite et un résultat pour la santé ; toutefois, le hasard, un biais ou une confusion ne peuvent être exclus avec une confiance raisonnable.
IA = Preuves inadéquates : Les études disponibles sont d’une qualité, d’une cohérence ou d’une puissance statistique insuffisante pour permettre de conclure à la présence ou à l’absence d’une association.
NA = Pas de preuve d’association : Les études disponibles sont mutuellement cohérentes en ce sens qu’elles ne montrent pas d’association entre le phtalate en question et l’effet sur la santé mesuré.
NM = Valeur non mesurée dans les études de quartile 2 et supérieur (voir Santé Canada [2018c; 2018d] pour plus de détails).
() = Nombre d’études.
MBP = Phtalate de monobutyle
MBzP = Phtalate de monobenzyle
MCMHP = Phtalate de mono[2-(carboxyméthyl)hexyle]
MEHP = Phtalate de mono(2-éthyl hexyle)
MEOHP = Phtalate de mono(2-éthyl-5-oxohexyle)
MEHHP = Phtalate de mono(2-éthyl-5-hydroxyhexyle)
MECPP = Phtalate de mono(2-éthyl-5-carboxypentyle)
MnHP = Phtalate de mono-h-hexyle

9.2.3 Phtalates à chaîne longue

DIDP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne longue (Environnement Canada et Santé Canada 2015d) résume les effets sur la santé dus au DIDP, relevés dans les publications scientifiques. Aucune nouvelle étude sur les dangers pour les animaux n’a paru depuis la date limite de consultation des écrits scientifiques pour les ECS portant sur les phtalates à chaîne longue.

Le tableau 9-47 présente les critères d’effet critiques et les DSENO et les DMENO (le cas échéant) correspondantes pour le DIDP, mentionnées précédemment dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne longue (Environnement Canada et Santé Canada 2015d).

Tableau 9-47. Résumé des effets systémiques critiques après l’exposition au DIDP par voie orale
Paramètre Espèce Effet DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
À court terme Rats Augmentation du poids du foie chez les mâles accompagnée de modifications histologiques à la dose la plus élevée 300 300 (femelles) BIBRA 1986
Subchronique Chien Augmentation du poids du foie accompagnée de modifications histologiques. 75 15 Hazleton Laboratories 1968b
Chronique Rats Changements histopathologiques dans le foie chez les mâles 22 S.O. Cho et coll. (2008)

S.O. = Sans objet.

DUP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne longue (Environnement Canada et Santé Canada 2015d) résume les effets du DUP sur la santé, relevés dans les écrits scientifiques. Aucune nouvelle publication n’a paru depuis la date d’examen des écrits scientifiques pour le rapport ECS sur les phtalates à chaîne longue. Le tableau 9-48 présente les critères d’effet critiques et les DSENO et DMENO correspondantes pour le DUP, publiés antérieurement dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne longue (Environnement Canada et Santé Canada 2015d).

Tableau 9-48. Résumé des effets systémiques critiques associés à l’exposition au DUP par voie orale
Paramètre Espèce Effet DMENO (mg/kg p.c./j) DSENO (mg/kg p.c./j) Référence
À court terme Rats Diminution du gain de poids corporel et augmentation du poids du foie et des reins, accompagnées de lésions hépatiques 1145 282 Barber et coll. (1987)
Subchronique Rats (DnOP) Augmentation des activités enzymatiques dans le foie et des effets histologiques dans le foie et les glandes thyroïdes ≤ 350-403 37 Poon et coll. (1997)

Effets chez les humains

Nous avons également effectué une nouvelle recherche dans les publications scientifiques pour trouver des données récentes sur les effets des phtalates à chaîne longue sur la santé humaine. Notre interrogation a porté sur les critères d’effet touchant la reproduction et le développement chez les mâles, critères jugés critiques pour la santé dans les rapports ECS. Il n’existe actuellement aucune information sur les effets potentiels du DUP sur la reproduction et le développement chez les humains. Les études trouvées pour le DIDP ont été évaluées plus à fond et leur qualité a été cotée selon une métrique d’évaluation uniforme (Downs et Black 1998).

En ce qui concerne les effets sur la santé évalués (concentrations d’hormones sexuelles, distance anogénitale, mensurations à la naissance, organes génitaux des jeunes mâles, mise bas prématurée et âge à la gestation, puberté mâle altérée, gynécomastie, modifications des paramètres du sperme, perte de grossesse et durée modifiée de la grossesse), nous n’avons trouvé aucune preuve d’association entre l’un ou l’autre des phtalates à chaîne longue évalués et des effets sur la santé humaine (tableau 9-49). On peut obtenir sur demande plus de détails en s’adressant à Santé Canada (2018c; 2018d).

Tableau 9-49. Résumé des niveaux de preuve permettant d’associer les phtalatesa à chaîne longue à des effets sur la santé
Effet DIDP (MIDP/MCINP)
Concentrations d’hormones sexuelles NA (2)
Distance anogénitale NA (1)
Mesures à la naissance NA (1)
Organes génitaux des jeunes mâles NM
Mise bas prématurée et âge à la gestation NA (1)
Puberté mâle altérée NM
Gynécomastie NM
Changements dans les paramètres du sperme NM
Perte de grossesse NA (1)
Durée modifiée de la grossesse NM

a Les niveaux de preuve permettant d’associer les phtalates d’intérêt à des effets sur la santé sont définis comme suit (Santé Canada 2018c, 2018d) :
NA = Pas de preuve d’association : Les études disponibles sont mutuellement cohérentes en ce sens qu’elles ne montrent pas d’association entre le phtalate en question et l’effet sur la santé mesuré.
NM = Valeur non mesurée dans les études de quartile 2 et supérieur (voir Santé Canada [2018c; 2018d] pour plus de détails).
() = Nombre d’études.
MIDP = Phtalate de monoisodécyle
MCINP = Phtalate de mono(carboxyisononyle)

9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

9.3.1 Phtalates à chaîne courte

DMP

Le tableau 9-50 présente, pour le DMP, toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger, ainsi que les marges d’exposition (ME) résultantes pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne courte (Environnement Canada et Santé Canada 2015a). Dans l’ensemble, les ME pour le DMP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans la base de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

Tableau 9-50. Résumé des ME pour le DMP – sous-populations les plus exposées
Groupe d’âge
et scénario d’exposition
Estimation de l’exposition :
tendance centrale (valeur limite supérieure) [µg/kg p.c./j]
Niveau et base de la DSENO (mg/kg p.c./jour) MEd
Garçons, 2 à 3 ans : biosurveillance, MIREC CD Plus 0,19 (0,66) DSENO = 230 (cutanée chronique, DEP) Diminution du poids abs. du cerveau chez les mâles (USNTP 1995) Plus de 1 million (106 000)
Nouveau-nés de 0 à 6 mois, nourris au lait maternel : milieu naturel et nourriture, voie orale et inhalation 0,019 (0,26) DMENO = 1862 (développement pubertaire, 7 jours voie orale, DMP) ↓ testostérone sérique et testiculaire, concentrations de dihydrotestostérone et ↑ poids relatif/absolu du foie (Oishi et Hiraga 1980) [pas de DSENO] Plus de 1 million
Nouveau-nés 0 à 6 mois : crème anti-érythème, cutanée 2,7a (8,2)a DSENO = 200 (cutanée subchronique, DMP) Changements dans le système nerveux et la fonction rénale chez les mâles (Timofieyskaya 1976) 74 000 (24 000)
Adultes (femmes), 20 ans et plus : biosurveillance, NHANES 0,027 (0,26) DSENO = 415 (cutanée chronique, DEP) Diminution du p.c. de 8 % chez les femelles (USNTP 1995) Plus de 1 million
Adolescents (masculins), 12 à 19 ans : biosurveillance, NHANES 0,042 (0,29) DSENO = 230 (cutanée chronique, DEP) Diminution du poids abs. du cerveau chez les mâles (USNTP 1995) Plus de 1 million (106 000)
Adolescents, 12 à 19 ans : milieux environnementaux et exposition par la nourriture, voie orale et inhalation 0,0085 (0,091) DSENO = 750 (In utero par voie orale DMP) Dose maximale d’essai pour les effets SPR potentiels (Gray et coll., 2000; Furr et coll., 2014) Plus de 1 millionb
Adultes, 20 ans et plus : fixatif capillaire, voie cutanée 66ac (200)a DSEO = 230 (cutanée chronique, DEP) Diminution du poids abs. du cerveau chez les mâles (USNTP 1995) 3 500 (1 150)
Adultes, 20 ans et plus : teinture capillaire, voie cutanée 1 400ac (4 200)a DSENO = 2 380 (cutanée à court terme, DMP) ↓ légère p.c. chez les mères (Hansen et Meyer 1989) 1 700 (570)

a Estimations de l’exposition par voie cutanée externe.
b
Cette marge est également une protection contre les effets potentiels du DMP (basés sur les effets observés avec le DEP) sur les mâles de ce groupe d’âge qui surviennent à des doses supérieures.
c
Estimation pour la limite inférieure : basée sur la concentration minimale.
d
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

9.3.2 Phtalates à chaîne moyenne, phtalates supplémentaires et ERC

Les effets critiques préoccupants des phtalates à chaîne moyenne consistent en effets néfastes sur le développement du système reproducteur masculin, après une exposition pendant la gestation, un accent particulier ayant été mis sur les paramètres associés au SPR qui ont été constatés chez le rat, l’espèce la plus sensible. Ces paramètres sont jugés néfastes et pertinents pour la caractérisation des risques de la population canadienne générale exposée à ce sous-groupe de phtalates. Veuillez consulter le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b), qui présente un résumé général et une justification des données.

Pour caractériser les risques, lorsque des études disponibles pour le rat étaient trop limitées, nous avons utilisé les niveaux d’effets chez d’autres espèces (la souris) qui étaient inférieurs à ceux constatés chez ce premier animal. Les preuves d’effets sur les humains, selon la métrique d’évaluation de Downs et Black (Downs et Black 1998), consistaient en preuves limitées d’association entre l’exposition au DINP et les concentrations d’hormones sexuelles ou les paramètres du sperme, et entre l’exposition au DEHP et les concentrations d’hormones sexuelles, les mensurations à la naissance ou les paramètres du sperme, ce qui corrobore le choix de ce mode d’action pour la caractérisation des risques.

Dans les paragraphes qui suivent, le risque pour la santé humaine associé à l’exposition aux phtalates à chaîne moyenne, qui font partie du groupe des phtalates, est caractérisé sur une base individuelle, et est suivi d’une ERC pour tenir compte du risque potentiel d’exposition simultanée aux phtalates à chaîne moyenne présentant un mode d’action similaire.

9.3.2.1 Caractérisation individuelle des risques du sous-groupe original de phtalates à chaîne moyenne

DIBP

Le tableau 9-51 présente, pour le DIBP, toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Dans l’ensemble, les ME pour le DIBP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le DIBP induit des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicateur du SPR, et également que le DIBP a un mode d’action commun avec d’autres phtalates de ce groupe.

Tableau 9-51. Résumé des ME pour le DIBP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure) [µg/kg p.c./j] Niveau et base pour la DSENO par voie orale (mg/kg p.c./j) MEc  
Enfants (garçons et filles), 6 à 11 ans : biosurveillance, ECMS 1,5 (5,3) DSENO = 300 Pathologie testiculaire à 500 mg/kg p.c./j (7 j) [Zhu et coll., 2010] 200 000 (60 000)
Nourrissons de 0 à 6 mois (allaités) : environnement et aliments 1,6 (5,9) DSENO = 300 Pathologie testiculaire à 500 mg/kg p.c./j (7 j) [Zhu et coll., 2010] 200 000 (50 000)
Nourrissons et enfants (0 à 18 mois)a: contact avec des articles en plastique, contact cutané 30,7b (245,3) DSENO = 300 Pathologie testiculaire à 500 mg/kg p.c./j (7 j) [Zhu et coll., 2010] 10 000 (1 200)
Nourrissons (0 à 18 mois) : mordillement des jouets, contact oral 62,8b (251,0) DSENO = 300 Pathologie testiculaire à 500 mg/kg p.c./j (7 j) [Zhu et coll., 2010] 5 000 (1 200)
Adultes (femmes) de 20 à 49 ans : biosurveillance, ECMS 0,56 (1,4) DSENO = 125 DAG réduite, RM, effets sur la fertilité et autres effets SDT à la dose maximale suivante (250 mg/kg p.c./j) [Saillenfait et coll., 2008; Furr et coll., 2014] 220 000 (89 000)
Adultes de 20 à 59 ansa : application régulière de lotion corporelle, contact cutané 0,030 DSENO = 125 DAG réduite, RM, effets sur la fertilité et autres effets SDT à la dose maximale suivante (250 mg/kg p.c./j) [Saillenfait et coll., 2008; Furr et coll., 2014] Plus de 1 million
Adultes (20 ans et +) : contact avec des articles en plastique, contact cutané 30,8b (96,3) DSENO = 125 DAG réduite, RM, effets sur la fertilité et autres effets SDT à la dose maximale suivante (250 mg/kg p.c./j) [Saillenfait et coll., 2008; Furr et coll., 2014] 4 060 (1 300)

a Estimation ajustée pour une absorption du DIBP par voie cutanée de 10 %.
b
Estimation de l’exposition la plus faible.
c
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).
SDT = syndrome de dysgénésie testiculaire chez les humains.

DCHP

Le tableau 9-52 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le DCHP, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Dans l’ensemble, les ME pour le DCHP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le DCHP a des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicatif du SPR, et indique également que le DCHP a un mode d’action commun avec les autres phtalates du groupe.

Tableau 9-52. Résumé des ME pour le DCHP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure) [µg/kg p.c./j] Niveau et base pour la DSENO par voie orale (mg/kg p.c./j) MEb
Enfants de 0,5 à 4 ans : air et poussière intérieurs, contact cutané et inhalation 0,0018 (0,15) DSENO = 25 Augmentation du poids relatif du foie (filles), accompagnée de modifications histologiques dans le foie et les reins des deux sexes aux deux doses maximales d’essai (exp. sous-chronique) [de Ryke et Willems (1977)] Plus de 1 million (170 000)
Adolescents de 12 à 19 ansa : air et poussière intérieurs, contact cutané et inhalation < 0,001 (0,065) DMENO = 10-20 Modifications pathologiques testiculaires après une exposition in utero pendant les JG 12-21 (Li et coll., 2016). DAG réduite, pathologie testiculaire et augmentation de la résorption après une exposition in utero pendant les JG 6 à 19 (Ahbab et Barlas 2015). Effets anti-androgènes (diminution de la DAG et rétention mamelonnaire, diminution de la production de testostérone) chez les mâles F1 et F2 aux doses d’essai maximales dans une étude sur deux générations chez le rat (Hoshino et coll., 2005) Plus de 1 million (155 000 – 310 000)

a Pour ce groupe d’âge, les marges d’exposition ont été calculées pour les hommes et les femmes non enceintes, et pour les femmes enceintes.
b Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

DMCHP

Le tableau 9-53 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le DMCHP, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Dans l’ensemble, les ME pour le DMCHP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le DMCHP a des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicatif du SPR, et indique également que le DMCHP a un mode d’action commun avec les autres phtalates du groupe

Tableau 9-53. Résumé des ME pour le DMCHP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure [µg/kg p.c./j] Niveau et base pour la DSENO par voie orale (mg/kg p.c./j) MEb
Nourrissons de 0 à 6 mois : ingestion de poussière, voie orale 0,0027 (0,054) DSENODCHP = 25 Augmentation du poids relatif du foie (femelles), accompagnée de modifications histologiques dans le foie et les reins des deux sexes aux deux doses maximales d’essai (exp. sous-chronique) [de Ryke et Willems (1977)] Plus de 1 million (460 000)
Adolescents de 12 à 19 ansa : ingestion de poussière, voie orale < 0,001 DMENODCHP = 10-20 Modifications pathologiques testiculaires après une exposition in utero pendant les JG 12-21 (Li et coll., 2016). DAG réduite, pathologie testiculaire et augmentation de la résorption après une exposition in utero pendant les JG 6 à 19 (Ahbab et Barlas 2015). Effets anti-androgènes (diminution de la DAG et rétention mamelonnaire, diminution de la production de testostérone) chez les mâles F1 et F2 aux doses d’essai maximales dans une étude sur deux générations chez le rat (Hoshino et coll., 2005) Plus de 1 million
Adultes de 20 ans et +a : ingestion de poussière, voie orale < 0,001 DMENODCHP = 10-20 Modifications pathologiques testiculaires après une exposition in utero pendant les JG 12-21 (Li et coll., 2016). DAG réduite, pathologie testiculaire et augmentation de la résorption après une exposition in utero pendant les JG 6 à 19 (Ahbab et Barlas 2015). Effets anti-androgènes (diminution de la DAG et rétention mamelonnaire, diminution de la production de testostérone) chez les mâles F1 et F2 aux doses d’essai maximales dans une étude sur deux générations chez le rat (Hoshino et coll., 2005) Plus de 1 million

a Pour ce groupe d’âge, les marges d’exposition ont été calculées pour les hommes et les femmes non enceintes, et pour les femmes enceintes.
b
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

DBzP

Le tableau 9-54 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le DBzP, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Dans l’ensemble, les ME pour le DBzP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le DBzP a des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicatif du SPR, et indique également que le DBzP a un mode d’action commun avec les autres phtalates du groupe.

Tableau 9-54. Résumé des ME pour le DBzP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure [µg/kg p.c./j] Niveau et base pour la DSENO par voie orale (mg/kg p.c./j) MEb
Nourrissons de 0 à 6 mois : ingestion de poussière, voie orale 0,016 (0,097)   DMENOMBzP = 167 Diminution de la prise de poids corporel et consommation alimentaire (Ema et coll., 2003) Plus de 1 million
Adolescents de 12 à 19 ansa : ingestion de poussière, voie orale < 0,001 (0,0011) DSENOMBzP = 167 Effets anti-androgènes in utero DMENOMBzP = 167 Diminution de la prise de poids corporel et consommation alimentaire (Ema et coll., 2003) Plus de 1 million

a Pour ce groupe d’âge, les marges d’exposition ont été calculées pour les hommes et les femmes non enceintes, et pour les femmes enceintes.
b
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

B84P

Le tableau 9-55 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le B84P, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Dans l’ensemble, les ME pour le B84P sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le B84P a des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicatif du SPR, et indique également que le B84P a un mode d’action commun avec les autres phtalates du groupe.

Tableau 9-55. Résumé des ME pour le B84P pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure) [µg/kg p.c./j] Niveaux et base pour la DSENO par voie orale (mg/kg p.c./j) MEd
Nourrissons (0 à 18 mois) : exposition à des articles en plastique, voie cutanée 2,7c (21,6) DSENOBBP = 151b   Modifications histopathologiques du pancréas, altérations pathologiques cliniques dans le foie et augmentation significative du poids relatif des reins chez les rats mâles à la dose maximale suivante de 381 mg/kg p.c./j (exp. sous-chronique) [USNTP, 1997] 56 000 (6 990)
Nourrissons de 0 à 6 mois : ingestion de poussière, voie orale 0,0063 (0,047) DSENOBBP = 151b Modifications histopathologiques du pancréas, altérations pathologiques cliniques dans le foie et augmentation significative du poids relatif des reins chez les rats mâles à la dose maximale suivante de 381 mg/kg p.c./j (exp. sous-chronique)                [USNTP, 1997] Plus de 1 million
Adultes (20 ans et +) : exposition à des articles en plastique, voie cutanée 2,7c (8,5) DSENOBBP = 50 Diminution du poids corporel des petits (mâles et femelles) et ↓ DAG à la naissance (chez les mâles F2 à la dose maximale suivante de 100 mg/kg p.c./j; diminution de la testostérone fœtale (Aso et coll., 2005; Nagao et coll., 2000; Tyl et coll., 2004; Furr et coll., 2014) 19 000 (5 900)

a Pour ces groupes d’âge, les marges d’exposition ont été calculées pour les hommes et les femmes non enceintes, et pour les femmes enceintes.
b
DSENO (BBP prépuberté) = 300 (pathologie testiculaire à 500 mg/kg p.c./j [7d]), valeur obtenue à des doses supérieures à celles produisant des effets systémiques.
c
Limite inférieure d’exposition estimée, ajustée pour tenir compte de l’absorption cutanée (10 %).
d
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

DIHepP

Le tableau 9-56 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le DIHepP, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne (Environnement Canada et Santé Canada 2015b). Dans l’ensemble, les ME pour le DIHepP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le DIHepP a des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicatif du SPR, et indique également que le DIHepP a un mode d’action commun avec les autres phtalates du groupe.

Tableau 9-56. Résumé des ME pour le DIHepP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure) [µg/kg p.c./j] Niveau et base pour la DSENO par voie orale (mg/kg p.c./j) MEb
Nourrissons de 0 à 6 mois : ingestion de poussière, voie orale 0,096 (1,1) DSENO = 50–162 Augmentation du poids du foie et des reins avec des signes histopathologiques à 222–716 mg/kg p.c./j (McKee et coll., 2006) 520 000 à plus de 1 million (45 000 à 150 000)
Adolescents de 12 à 19 ansa : ingestion de poussière, voie orale 0,0011 (0,013) DSENO = 50–168 Réduction importante de la DAG et du poids corporel chez les petits mâles F2 après une exposition in utero au DIHepP à la dose maximale d’essai suivante chez le rat (309–750 mg/kg p.c./j) et effets rénaux et hépatiques à la dose maximale suivante (227–750 mg/kg p.c./j) chez les rats F1 (McKee et coll., 2006) Plus de 1 million

a Pour ce groupe d’âge, les marges d’exposition ont été calculées pour les hommes et les femmes non enceintes, et pour les femmes enceintes.
b
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

B79P

Le tableau 9-57 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le B79P, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Dans l’ensemble, les ME pour le B79P sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le B79P a des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicatif du SPR, et indique également que le B79P a un mode d’action commun avec les autres phtalates du groupe.

Tableau 9-57. Résumé des ME pour le B79P pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure) [µg/kg p.c./j] MEb d’après une DSENODINP par voie orale de 15 mg/kg p.c./j, d’après Lington et coll. (1997)
Nourrissons (0 à 18 mois) : exposition à des articles en plastique, voie cutanée 2,7a (21,6) 5 600 (690)
Adultes (20 ans et +) : contact avec des articles en plastique, voie cutanée 2,7a (8,5) 5 600 (1 800)
Nourrissons de 0 à 6 mois : ingestion de poussière, voie orale 0,0063 (0,047) Plus de 1 million (319 149)
Adolescents de 12 à 19 ansa : ingestion de poussière, voie orale < 0,001 Plus de 1 million

a Estimation de la limite inférieure d’exposition, ajustée pour tenir compte de l’absorption cutanée (10 %).
b
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

DINP

Le tableau 9-58 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le DINP, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Dans l’ensemble, les ME pour le DINP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. Les preuves contenues dans les renseignements disponibles indiquent que le DINP a des effets sur le développement du système reproducteur masculin, ce qui est indicatif du SPR, et indique également que le DINP a un mode d’action commun avec les autres phtalates du groupe.

Tableau 9-58. Résumé des ME pour le DINP pour les sous-populations les plus exposées
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (valeur limite supérieure) [µg/kg p.c./j] Niveau et base pour la DSENO par voie orale (mg/kg p.c./j) MEd
Enfants (garçons), 6 – 11 ans : biosurveillance, 95e centile, NHANESb 4,6 (25) DSENO = 15 Augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 3 200 (580)
Nourrissons/enfants, 0,5 à 4 ans : aliments, air et poussière, voie orale 1,8 (20,8) DSENO = 15 Augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 8 300 (720)
Nourrissons (0 à 18 mois) : jouets et objets de plastique portés à la bouche, voie orale 30c (120) DSENO = 15 Augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 500 (125)e
Nourrissons (0 à 18 mois) : exposition aux objets de plastique, voie cutanée 1,1c (8,6) DSENO = 15 Augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 14 000 (1 700)
Adultes (filles), 20+ ans : biosurveillance: 95e centile, NHANESb 2,3 (23) DMEO/DSENO = 10-15 ↑ GMN, ↑ grappes de cellules de Leydig/agrégation à partir de 100 mg/kg p.c./j après une exposition in utero aux JG 12-21 (Li et coll., 2015b), augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 4 300 à 6 500  (430 à 650)
Adultes (mâles), 20 ans et +a : biosurveillance, 95e centile, NHANESb 2,8 (24) DSENO = 15 Augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 5 400 (630)
Adolescents, 12 à 19 ans : aliments, air et poussière, voie orale 1,0 (11,9) DMEO/DSENO = 10-15 ↑ GMN, ↑ grappes de cellules de Leydig/agrégation à partir de 100 mg/kg p.c./j après une exposition in utero aux JG 12-21 (Li et coll., 2015b), augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 10 000 à 15 000 (840 à 1 300)
Adultes (femelles), 20 ans et +a : exposition aux articles en plastique, voie cutanée 1,1c (3,4) DMEO/DSENO = 10-15 ↑ GMN, ↑ grappes de cellules de Leydig/agrégation à partir de 100 mg/kg p.c./j après une exposition in utero aux JG 12-21 (Li et coll., 2015b), augmentation du poids du foie et des reins, augmentation des niveaux d’enzyme peroxysomale et modifications histologiques dans les deux organes à 152-184 (Lington et coll., 1997) 9 100 à 14 000 (2 900 à 4 400)

a Pour ce groupe d’âge, les marges d’exposition ont été calculées pour les hommes et les femmes non enceintes, et pour les femmes enceintes.
b
Les plus fortes concentrations au 95e percentile (33 µg/kg pc/j : garçons de 12 à 19 ans et 27 mg/kg/j : adolescentes de 12 à 19 ans) n’ont pas été prises en considération pour la caractérisation des risques en raison d’une erreur-type relative (ETR) des données supérieure à 30 %. Pour les enfants de 6 à 11 ans, une exposition de 26 µg/kg pc/j (ETR > 30 %) a été prise en considération pour la caractérisation des risques afin de protéger ce groupe d’âge et en raison de l’absence de données de faible variabilité, aux percentiles supérieurs, pour un autre groupe d’âge comparable. Pour de plus amples renseignements, voir Environnement Canada et Santé Canada 2015c.
c
Estimation de l’exposition de la limite inférieure, ajustée pour tenir compte de l’absorption cutanée (4 %).
d
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).
e
Les taux de migration utilisés pour estimer l’exposition ont été obtenus d’après les concentrations trouvées dans les jouets (12,9 – 77 %) qui sont supérieures aux concentrations observées lors d’études récentes de Santé Canada (voir le tableau 9-3, Environnement Canada et Santé Canada 2015c). À l’heure actuelle, le Canada (ainsi que les États-Unis et l’Union européenne) applique des règlements limitant la quantité de certains phtalates (y compris le DINP) dans les jouets et les articles pour enfants (0,1 %).

CHIBP, BCHP et BIOP

Un examen de la toxicité potentielle du CHIBP, du BCHP et du BIOP sur le développement et la reproduction en utilisant les analogues appropriés pour la lecture croisée a révélé que ces phtalates à chaîne moyenne pourraient avoir d’importants effets sur le mâle humain en développement, ainsi que des effets systémiques (foie, rein).

Les données disponibles permettent de conclure que le CHIBP, le BCHP et le BIOP satisfont aux critères d’inclusion dans l’évaluation du risque potentiel cumulé des phtalates sur le développement de l’appareil reproducteur masculin selon les données probantes sur les effets de leurs analogues. Toutefois, puisque les humains ne sont actuellement pas exposés ces substances actuellement, nous ne l’inclurons pas dans la caractérisation des risques dans un contexte cumulatif. Ainsi, ces substances ne devraient pas présenter de risque pour la santé humaine.

Bien que les ME ci-dessus pour les phtalates à chaîne moyenne du groupe de substances des phtalates, décrits dans la présente section, sont jugées adéquates sur une base individuelle, elles ne tiennent pas compte du risque potentiel d’exposition simultanée à ces substances et à d’autres phtalates présentant un mode d’action similaire. Par conséquent, nous incluons l’ensemble des 10 phtalates à chaîne moyenne du groupe de substances des phtalates pour la caractérisation des risques dans le contexte d’une exposition cumulative.

9.3.2.2 Évaluation des risques cumulatifs

L’approche utilisée pour l’évaluation des risques cumulatifs pour la santé humaine, occasionnés par l’exposition à ce groupe de substances, est décrite en détail dans le document Approche proposée pour l’évaluation des risques cumulatifs suscités par certains phtalates en vertu du Plan de gestion des produits chimiques (Environnement Canada et Santé Canada 2015e).

Plusieurs organisations nationales, notamment l’Australian Department of Health (AGDH 2012, 2013, 2014a,b) et l’Agence danoise de protection de l’environnement (DEPA 2011) ont utilisé des approches axées sur la santé humaine pour quantifier les risques cumulatifs des phtalates. Dans le cadre d’une évaluation récente, le Chronic Health Advisory Panel des États-Unis (USCPSC CHAP 2014) a aussi utilisé une telle approche. La présente évaluation préalable est fondée sur une approche par niveaux, qui suit la procédure schématique de l’Organisation mondiale de la santé (OMS 2009) et le Cadre d’évaluation des risques de l’exposition combinée à de multiples substances chimiques (Meek et coll., 2011) du Programme international sur la sécurité des substances chimiques (PISSC). Ce cadre s’appuie sur l’hypothèse implicite que les substances évaluées agissent uniquement par l’addition de dose, et que l’évaluation des risques cumulatifs s’appuie sur plusieurs niveaux, chaque niveau supérieur nécessitant davantage de données. Le niveau inférieur débute par de simples hypothèses ou des données de substitution concernant le danger et l’exposition, et le niveau supérieur est approfondi au besoin et lorsque les données le permettent.

Pour la caractérisation de l’exposition, s’il existe des preuves suffisantes de cooccurrence, une évaluation des risques cumulatifs (ERC) peut être envisagée. L’approche utilisée à cette fin est décrite dans le document d’approche sur les ERC d’Environnement Canada et Santé Canada (2015e).

En résumé, les principaux renseignements qui ont permis de déterminer les substances à inclure dans l’ERC sont les données de l’industrie obtenues en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2014), des données obtenues par les campagnes nord-américaines de biosurveillance (ECMS, MIREC, MIREC-CD Plus, P4, NHANES; Santé Canada 2011b; Santé Canada 2013; Arbuckle et coll., 2014; communication personnelle de la DSSER,SC, au BERSE, SC, octobre 2013, 2014; Arbuckle et coll., 2016; USCDC 2014) et les concentrations mesurées dans la poussière domestique (CHDS; Kubwabo et coll., 2013). Pour ce qui est des composés parents de phtalates (les DEHP, DIBP, DBP, BBP et DINP), détectés à près de 100 % lors de diverses campagnes de biosurveillance, nous disposions d’assez de preuves de coexposition, et ainsi, ces substances ont été évaluées pour en déterminer le risque cumulatif.

Un grand nombre de phtalates dans le sous-groupe des phtalates à chaîne moyenne n’ont pas fait l’objet d’un suivi dans les campagnes de biosurveillance, mais ils sont commercialisés au Canada. Nous avons inclus ces substances (les DIHepP, B79P, B84P, DCHP et DIOP) dans l’évaluation des risques cumulatifs en raison de leur commercialisation et de leur détection ans près de 100 % des échantillons de poussière prélevés dans des habitations canadiennes.

Enfin, en raison des limites de déclaration et des difficultés à déterminer l’importation de ces substances, l’enquête menée en vertu de l’article 71 peut ne pas avoir saisi toute l’activité concernant les substances dans le commerce. Par conséquent, les substances qui correspondent au profil de non-déclaration à l’article 71 et qui sont détectées à près de 100 % dans les échantillons de poussière domestique ont également été évaluées aux fins du risque cumulatif (les DMCHP, DBzP et DnHP).

Aux fins du calcul des risques cumulatifs, l’estimation de l’exposition a tenu compte de trois populations : les femmes enceintes et les femmes en âge de procréer (femmes de 12 ans et plus), les nourrissons (couverts par les groupes d’âge de 0 à 6 mois, de 6 mois à 4 ans et de 3 à 5 ansNote de bas de page 18 ) et les enfants (couverts par les groupes d’âge de 6 mois à 4 ans et de 5 ans à 11 ans). Cette approche englobait les adolescents (garçons) et les hommes adultes, car ils présentaient généralement une exposition aux phtalates estimée plus faible et ils sont jugés moins sensibles aux effets des phtalates à chaîne moyenne sur la reproduction, par rapport aux garçons plus jeunes (les enfants) [NAS 2008].

En prévision du calcul du risque cumulatif, nous avons estimé l’exposition en utilisant comme source principale d’information sur l’exposition, les données de biosurveillance qui couvrent habituellement toutes les sources et voies d’exposition potentielles (milieux environnementaux, aliments et produits de consommation) et, comme source secondaire, les données de surveillance estimées (exposition chronique par les milieux environnementaux et les aliments). Le CPSC CHAP (2014) a également utilisé des données de biosurveillance comme source principale pour estimer l’exposition dans son évaluation des risques cumulatifs (ERC). Quel que soit le mode d’exposition, on considère que les phtalates ne sont pas des toxiques aigus. Les DL50 de l’exposition par voie cutanée sont au moins deux à cinq fois plus hautes que celles par voie orale, lesquelles sont déjà élevées (Draize et coll., 1948, David et coll., 2001, Monsanto Company 1970 cité par USEPA 2006, 2010). Comme les phtalates se métabolisent relativement rapidement, sans signe d’accumulation, et que leur excrétion est rapide — de quelques heures à quelques jours (Phokha et coll., 2002; Clewell et coll., 2009) —, l’exposition aiguë n’a pas été jugée pertinente pour l’ERC. Il y a lieu de noter qu’aucun gouvernement ou aucune organisation n’a étudié les effets et les risques causés par les phtalates à la suite d’une exposition ponctuelle aiguë (AGDH 2011; ECHA 2013b; USCPSC CHAP 2014).

Dans l’ERC, nous avons utilisé les limites supérieures des estimations de l’exposition ont été utilisées pour caractériser les concentrations des phtalates individuels, afin de tenir compte des incertitudes associées aux données sur l’exposition. Les tableaux F-1, F-2, F-3 et F-4 de l’annexe F présentent les limites supérieures des estimations de l’exposition aux 16 phtalates à chaîne moyenne, utilisées pour caractériser le risque cumulatif pour les populations pertinentes.

Étant donné les renseignements disponibles sur les effets néfastes communs (SPR) et les différences observées de puissance (de l’activité) dans le groupe des phtalates à chaîne moyenne, nous avons considéré qu’une caractérisation du danger de niveau inférieur, utilisant l’indice de danger (ID) serait la méthode la plus appropriée. La méthode de l’ID a été sélectionnée, car elle offre l’avantage d’être simple et souple, et donne une indication, pour l’ERC, des substances, sources ou voies, qui pourraient être les principaux facteurs contribuant au risque global. L’indication des substances, sources et voies qui contribuent le plus à l’ERC est bénéfique pour éclairer l’évaluation des risques.

Un ID est la somme des quotients de danger, QD, propres à chaque substance, et elle donne le risque cumulatif global du groupe des substances en cause. Le QD de chaque substance est la division de l’exposition par la valeur de référence, VRf, que l’on obtient en divisant le niveau d’effet critique relevé dans la base de données sur les dangers par un facteur d’incertitude, FI, défini. La formule de l’ID est : ID = ∑QD = ∑ (exposition/VRf). Les valeurs de l’ID pour les phtalates à chaîne moyenne sont calculées pour les trois sous-populations qui constituent les groupes les plus exposés.

En raison de la sensibilité différente aux effets néfastes des phtalates sur le développement et la reproduction aux différents stades de vie, nous avons calculé les niveaux critiques d’effets pour trois stades de vie (in utero, prépuberté/puberté et adulte). Les niveaux d’effets critiques observés pour le stade de vie in utero ont été utilisés pour calculer l’ID pour les femmes enceintes et les nourrissons. Les niveaux d’effets critiques constatés pour le stade de vie prépuberté/puberté ont été utilisés pour calculer l’ID pour les enfants. Les niveaux d’effets critiques pour les stades de vie in utero et prépuberté/puberté pour les phtalates à chaîne moyenne, ainsi que les VRf calculées sont résumés aux tableaux F-5 et F-6 de l’annexe F.

Puisque, d’après les bases de données sur leurs effets sur la santé, les phtalates à chaîne moyenne ont des propriétés physico-chimiques proches, des effets toxicologiques similaires et présentent une similitude globale pour l’intensité des effets (particulièrement en ce qui concerne l’exposition in utero), nous avons utilisé le même FI pour calculer les valeurs du QD de tous les phtalates, pour une sous-population donnée. Une approche analogue a été adoptée par un autre gouvernement (USCPSC CHAP 2014). Pour le calcul de l’ID total pour les femmes enceintes, les femmes en âge de procréer et les nourrissons, un FI de 100 (10 pour les différences intraspécifiques et 10 pour les différences interspécifiques) a été utilisé pour calculer la VRf pour les niveaux d’effets critiques constatés au stade de vie in utero. Pour les enfants, un FI par défaut de 300 a été utilisé pour calculer la VRf pour les niveaux d’effets critiques constatés au stade de vie prépuberté/puberté. Nous avons appliqué un FI additionnel de 3 dans ce cas, pour tenir compte des limitations de la base de données sur les effets sur la santé pour le stade de vie prépuberté (qualité et quantité des études actuellement disponibles), et également pour tenir compte de la variabilité de la durée de l’exposition dans les différentes études, et également de la possibilité que les animaux puissent avoir été exposés in utero aux phtalates à chaîne moyenne. Le tableau 9-59 présente les valeurs de l’ID pour les femmes enceintes, les femmes en âge de procréer, les nourrissons et les enfants (voir également les tableaux F-7, F-8 et F-9 de l’annexe F).

Tableau 9-59. Indices de danger (ID) pour les sous-populations les plus exposées
Population visée ID calculés d’après l’estimation de l’exposition, selon la biosurveillance (limite supérieure) ID calculés d’après l’estimation de l’exposition dans les milieux environnementaux et les aliments (limite supérieure)
Femmes enceintes et en âge de procréer 0,34 0,49
Nourrissons 0,37 0,83
Enfants 0,54 0,60

Nous avons déterminé quels phtalates contribuaient le plus individuellement au risque cumulatif. Les tableaux F-7, F-8 et F-9 de l’annexe F montrent que les trois mêmes phtalate (DINP, DBP et DEHP) étaient les principales substances contribuant au risque cumulatif, peu importe le groupe d’âge ou la source des données sur l’exposition (biosurveillance ou milieux environnementaux et aliments). Les estimations de l’exposition, d’après la biosurveillance, ont en général été considérées comme étant plus représentatives de l’exposition potentielle globale, y compris l’exposition aux produits de consommation (peu importe la source, la voie ou la durée). Par conséquent, les ID calculées à partir des données de biosurveillance ont été jugées plus réalistes, mais la prudence s’impose, car elles ont été calculées à l’aide des limites supérieures des estimations de l’exposition.

L’ID pour les enfants et les nourrissons était supérieur à ceux des femmes enceintes et des femmes en âge de procréer (12 ans et plus). Dans le cas des nourrissons et des enfants, les ID calculés à partir des données de biosurveillance étaient inférieurs à ceux calculés à partir des données sur les milieux environnementaux et le régime alimentaire. Dans le cas du DEHP, l’exposition élevée par les aliments était, pensait-on, le résultat en partie de la présence imprévue du DEHP dans les fruits et les légumes, ce qui aurait surestimé l’exposition réelle au DEHP par le régime alimentaire. Toutefois, la présente approche prudente et de faible niveau pour le calcul des ID ne donne, aux niveaux d’exposition actuels, aucun signe préoccupant pour la santé humaine du risque cumulatif potentiel posé par les phtalates à chaîne moyenne pour la population canadienne générale, et particulièrement pour les sous-populations les plus sensibles (femmes enceintes et en âge de procréer, nourrissons, enfants).

Une valeur supérieure à 1 pour un ID indiquerait qu’il y a lieu d’étudier plus à fond la question. Or, les ID pour les trois sous-populations les plus exposées étaient tous inférieures à 1. Ainsi, aucune évaluation approfondie de niveau supérieur n’est nécessaire pour le moment. Même si les risques cumulatifs potentiels des phtalates à chaîne moyenne sont faibles aux niveaux actuels d’exposition (groupe de substances des phtalates : DIBP, CHIBP, BCHP, DCHP, DBzP, B79P, DMCHP, DIHepP, BIOP, B84P, DINP; phtalates additionnels : DPrP, DBP, BBP, DnHP, 79P, DIOP, DEHP), une hausse des niveaux d’exposition pourrait se traduire par un risque potentiel pour la santé humaine.

9.3.3 Phtalates à chaîne longue

DIDP

Le tableau 9-60 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le DIDP, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques, qui ont été précédemment décrites dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne longue (Environnement Canada et Santé Canada 2015d). Dans l’ensemble, les ME pour le DIDP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

Tableau 9-60. Résumé des ME au DIDP pour les sous-populations les plus exposées
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (limite supérieure)
[µg/kg p.c./j]
MEc basée sur DMENO par voie orale de 22 mg/kg p.c./j, d’après Cho et coll. (2008)
Enfants (garçons), 6 à 11 ans : biosurveillance, moyenne (95e centile), NHANES 1,4 (4,4) 16 000 (5 000)
Nourrissons (0 à 18 mois)a : exposition aux articles en plastique, par voie cutanée 0,27b (2,16) 81 000 (10 000)
Enfants, 6 mois à 4 ans : aliments et poussière, voie orale 0,514 (2,87) 43 000 (7 700)
Adolescents, 12 à 19 ans : aliments et poussière, voie orale 0,075 (0,726) 290 000 (30 000)
Adultes (hommes), 20 ans et plus : biosurveillance, moyenne (95e centile), NHANES 0,76 (4,4) 29 000 (5 000)
Adultes (femmes), 20 ans et plus : biosurveillance, moyenne (95e centile), NHANES 0,65 (4,9) 34 000 (4 500)
Adultes de 20 à 59 ans : aliments et poussière, par voie orale 0,068 (0,715) 320 000 (31 000)
Adultes, 20 ans et +a : exposition aux articles en plastique, voie cutanée 0,27b (0,85) 81 000 (26 000)

a Estimation ajustée en fonction d’un taux d’absorption par voie cutanée de 1 % de DIDP.
b
Estimation de l’exposition de la limite inférieure.
c
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

DUP

Le tableau 9-61 présente toutes les valeurs pertinentes d’exposition et de danger pour le DUP, ainsi que les ME résultantes, pour la détermination des risques. Ces valeurs ont précédemment été publiées dans le rapport ECS sur les phtalates à chaîne longue (Environnement Canada et Santé Canada 2015d). Dans l’ensemble, les ME pour le DUP sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé.

Tableau 9-61. Résumé des ME pour le DUP pour les sous-populations les plus exposées
Groupe d’âge et scénario d’exposition Estimation de l’exposition – tendance centrale (limite supérieure)
(µg/kg p.c./j)
MEc d’après une DSENO par voie orale de 37 mg/kg p.c./j, d’après Poon et coll. (1997) [DnOP]
Nourrissons, 0 à 6 mois : poussière, voie orale 0,0198 (0,349) Plus de 1 million (110 000)
Nourrissons (0 à 18 mois)a : exposition aux articles en plastique, par voie cutanée 2,7b (21,6) 14 000 (1 700)
Adolescents/adultes, 12 à 19 ans : poussière, voie orale < 0,001 (0,004) Plus de 1 million
Adultes, 20 ans et plusa : exposition aux articles en plastique, voie cutanée 2,7b (8,5) 14 000 (4 400)

a Estimation ajustée en fonction d’un taux d’absorption cutanée de 10 % par défaut.
b
Estimation de l’exposition de la limite inférieure.
c
Marge d’exposition (ME) : tendance centrale et (limite supérieure).

9.4 Incertitudes dans l’évaluation des risques cumulatifs pour la santé humaine

Les incertitudes propres aux phtalates à chaîne courte, moyenne et longue et le DINP sont résumées dans les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015b-e).

Les principales sources d’incertitude de l’évaluation des risques cumulatifs (ERC) sont présentées dans le tableau plus bas.

Tableau 9-62. Sources d’incertitude pour la caractérisation des risques cumulatifs
Principales sources d’incertitude Incidence
Disponibilité des données (espèces multiples, pour les deux sexes, périodes d’exposition sensible) et qualité des données pour certains phtalates. +/-
Pertinence inconnue des études sur les données épidémiologiques disponibles pour les humains, ce qui pointe vers un danger potentiel de certains phtalates pour les humains. +
Limitations inhérentes dans l’utilisation des données de biosurveillance pour la caractérisation des risques, en raison des méthodes, de la variabilité des concentrations et des métabolites propres aux substances chimiques, et de la non-disponibilité de données pour certains phtalates. +/-
Exclusion des estimations de l’exposition pour les produits de consommation dans l’ERC des phtalates, même si les estimations obtenues par biosurveillance permettraient de couvrir toutes les sources et voies d’exposition, y compris l’exposition due aux produits de consommation. -
Différences toxicocinétiques ou toxicodynamiques potentielles entre les espèces et entre les substances chimiques individuelles. +/-
Application de facteurs d’incertitude par défaut pour un stade de vie spécifique, même si certaines bases de données sont plus robustes que d’autres, et également utilisation d’études spécifiques selon le stade de vie pour déterminer les ID pour les enfants exposés après la naissance (la base de données sur le stade de vie prépuberté est moins robuste). +

+ = incertitude pouvant causer une surestimation de l’exposition ou du risque;
– = incertitude pouvant causer une sous-estimation de l’exposition ou du risque;
+/- = potentiel inconnu de causer une surestimation ou une sous-estimation du risque.

Compte tenu des sources d’incertitude résumées ci-dessus, on peut prévoir que la caractérisation des risques cumulatifs pour ce groupe ne profiterait pas d’une évaluation plus approfondie à ce moment, si des données additionnelles étaient fournies, car l’approche de premier niveau visant à calculer les ID fondées sur plusieurs hypothèses prudentes n’indique aucun risque préoccupant pour la santé humaine.

10. Conclusions

En tenant compte de toutes les sources de données disponibles considérées dans la présente évaluation préalable, 14 phtalates du groupe de substances des phtalates (DMP, DIBP, CHIBP, BCHP, DCHP, DBzP, B79P, DMCHP, DIHepP, BIOP, B84P, DINP, DIDP et DUP) présentent un faible risque d’effet néfaste sur l’environnement. Cependant, il existe un risque d’effet néfaste sur l’environnement occasionné par un phtalate supplémentaire, le DEHP. Ce dernier avait déjà été évalué par Environnement Canada et Santé Canada en 1994 dans le cadre du Programme d’évaluation des substances d’intérêt prioritaire. Cette évaluation conclut donc que le DEHP constitue un risque pour la santé humaine au Canada. Cependant, une conclusion touchant l’environnement n’a pu être établie en raison de l’insuffisance des renseignements.

Il est conclu que 14 substances du groupe de substances des phtalates ne répondent pas aux critères des alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l’environnement ou sur la diversité biologique, et ne mettent pas en danger l’environnement essentiel pour la vie. Il est conclu que le DEHP répond aux critères de l’alinéa 64a) de la LCPE, car il pénètre ou peut pénétrer dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Il est néanmoins proposé de conclure que le DEHP ne répond pas aux critères de l’alinéa 64b) de la LCPE, car il ne pénètre pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu des renseignements considérés par la présente évaluation préalable, il est conclu que les 14 phtalates du groupe de substances des phtalates ne répondent pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Par conséquent, il est conclu que le DEHP répond à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Il a été déterminé que le DEHP ne répond pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, pris en vertu de la LCPE.

Références

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Annexes

Annexe A. Identité et principales propriétés physico-chimiques des substances

Tableau A-1. Identité et principales propriétés physico-chimiques des substances
Substance
(no CAS)
Structure représentative Masse moléculaire (g/mol) Solubilité dans l’eau (mg/l) Coefficient de partage octanol-eau (log Koe)
DMP (131-11-3) O=C(OC)c(c(ccc1)C(=O)OC)c1 194,2 4000 (exp.)a 1,61 (exp.)h
DEP (84-66-2) O=C(c1ccccc1C(OCC)=O)OCC 222 930 (exp.)a 2,47 (exp.)b
DPrP (131-16-8) O=C(OCCC)c1c(C(OCCC)=O)cccc1 250 108 (exp.)c 3,27 (exp.) c
DIBP (84-69-5) O=C(OCC(C)C)c(c(ccc1)C(=O)OCC(C)C)c1 278,3 20,3 (exp.)d 2,91 (Epi 2010; MCI estimation) 3,07 (Epi 2010; log Koe estimation)
DBP (84-74-2) O=C(OCCCC)c1ccccc1(C(=O)OCCCC) 278,3 11,4 (exp.)a 4,46 (exp.)a
CHIBP (5334-09-8) O=C(OC(CCCC1)C1)c(c(ccc2)C(=O)OCC(C)C)c2 304,4 6,6 (EPI 2010; WATERNT) 0,323 (EPI 2010; WSKOW) 6,66 (ACD Percepta 2012) 3,04 (VCCLAB 2005) 5,33 (EPI 2010) 4,92 (ACD Percepta 2012) 4,28 (VCCLAB 2005)
BCHP (84-64-0) O=C(OC(CCCC1)C1)c(c(ccc2)C(=O)OCCCC)c2 304,4 3,94 (EPI 2010; WATERNT) 1,073 (EPI 2010; WSKOW) 4,4 (ACD Percepta 2012) 3,4 (VCCLAB 2005) 5,41 (EPI 2010) 5,02 (ACD Percepta 2012) 4,56 (VCCLAB 2005)
BBP (85-68-7) O=C(OCc1ccccc1)c2ccccc2(C(=O)OCCCC) 312,3 2,69 (exp.)a 4,91 (exp.) a
DCHP (84-61-7) O=C(OC(CCCC1)C1)c(c(ccc2)C(=O)OC(CCCC3)C3)c2 330,4 1,01 (exp.) a 4,82 (exp.) a
DnHP (84-75-3) O=C(c1ccccc1C(OCCCCCC)=O)OCCCCCC 3,0 × 10-2  (exp.)b 6,82 (exp.)b
DBzP (523-31-9) c1(COC(=O)c2c(C(=O)OCc3ccccc3)cccc2)ccccc1 346,4 0,18 (EPI 2010; WATERNT) 0,30 (EPI 2010; WSKOW) 2,82 (ACD Percepta 2012) 0,72 (VCCLAB 2005) 5,08 (EPI 2010) 5,09 (ACD Percepta 2012) 4,63 (VCCLAB 2005)
B79P (68515-40-2) O=C(OCc1ccccc1)c2ccccc2C(OCCCCCCC)=O
O=C(c1c(C(OCCCCCCCCC)=O)cccc1)OCc2ccccc2
groupe d’ester de n-heptyle et groupe d’ester de n-nonyle
382,5 0,0098 (calc.)i 0,07 (WSKOWWIN 2010) 0,005 (WATERNT 2010) 0,25 (valeur harmonisée) 5,75 (calc.)i 7,23 (KOWWIN 2010) 6,51 (valeur harmonisée)
DMCHP (27987-25-3) CCC1OC(=O)c2ccccc2C(=O)OC3CCC(C)CC3 358,5 0,24 (EPI 2010; WATERNT) 5,38 × 10-3 (EPI 2010; WSKOW) 0,46 (ACD Percepta 2012) 0,31 (VCCLAB 2005) 7,04 (EPI 2010) 6,46 (ACD Percepta 2012) 5,47 (VCCLAB 2005)
DIHepP (71888-89-6) O=C(c1ccccc1C(=O)OCCCCC(C)C)OCCCCC(C)C
groupes d’ester de méthylhexyle (isomères mixtes) [80 %]
O=C(OCCCCCCC)c1c(C(OCCCCCCC)=O)cccc1
groupes d’ester de n-heptyle (20 %)
362,5 0,017 (exp.)e 80 %: 7,41 (EPI 2010) 6,42 (ACD Percepta 2012) 6,15 (VCCLAB 2005) 20 %: 7,56 (EPI 2010) 7,92 (ACD Percepta 2012) 7,26 (VCCLAB 2005)
79P (111381-89-6) groupe d’ester de méthylhexyle
O=C(OCCCCC(C)C)c1c(C(OCCCCC(C)C)=O)cccc1
groupe d’ester de n-heptyle
O=C(OCCCCCCC)c1c(C(OCCCCCCC)=O)cccc1
groupe d’ester de n-nonyle
O=C(OCCCCCCCCC)c1c(C(OCCCCCCCCC)=O)cccc1
362 – 418 1,7 × 10-5 – 2,5 × 10‑-3 (EPI 2010) 0,02 – 0,40 (ACD/Percepta 2012) 2,8 × 10-2 –  3,3 × 10-1 (VCCLAB 2005) 7,41 – 9,52 (EPI 2010)   6,41 – 10,23 (ACD/Percepta 2012) 6,15 – 8,46 (VCCLAB 2005)
BIOP (27215-22-1) O=C(OCC1=CC=CC=C1)c2c(C(OCC(C)C(C)CCC)=O)cccc2
groupes d’ester de diméthylhexyle (95 %)
O=C(OCC1=CC=CC=C1)c2c(C(OCCCCCC(C)C)=O)cccc2
groupes d’ester de méthylheptyle (5 %)
368,5 9,8 × 10-3 (EPI 2010; WSKOW) 0,0254 (EPI 2010; WATERNT) 0,423 (VCCLAB 2005) 1,50 (ACD Percepta 2012)  6,66 (KOWWIN) 5,87 (VCCLAB 2005) 5,81 (ACD Percpeta 2012)
DIOP (27554-26-3) CCCC(C)C(C)COC(C1=CC=CC=C1C(OCC(C)C(C)CCC)=O)=O)
groupes d’ester de diméthylhexyle (isomères mixtes) [75 %]
O=C(OCCCCCC(C)C)C1=CC=CC=C1C(OCCCCCC(C)C)=O
groupes d’ester de méthylheptyle (isomères mixtes) [25 %]
391 9,0 × 10-2 (exp.)b 75 %: 8,24 (EPI 2010) 7,52 (ACD Percepta 2012) 6,62 (VCCLAB 2005) 25 %: 8,39 (EPI 2010) 7,96 (ACD Percepta 2012) 7,02 (VCCLAB 2005)
DEHP (117-81-7) O=C(OCC(CC)CCCC)c1ccccc1(C(=O)OCC(CC)CCCC) 390,6 3,0 × 10-3 (exp.)a 7,14 (exp.) a
DINP (68515-48-0 / 28553-12-0) groupes d’ester de méthyléthylhexyle
O=C(c1c(C(OCC(C(C)CCC)CC)=O)cccc1)OCC(C(C)CCC)CC
groupes d’ester de diméthylheptyle
O=C(c1c(C(OCC(C(C)CCCC)C)=O)cccc1)OCC(C(C)CCCC)C
groupes d’ester de méthyloctyle
O=C(OCCCCCCC(C)C)c1ccccc1C(OCCCCCCC(C)C)=O
groupes d’ester d’isodécyle
O=C(c1c(C(OCCCCCCCC(C)C)=O)cccc1)OCCCCCCCC(C)C
groupes d’ester de n-nonyle
O=C(c1c(C(OCCCCCCCCC)=O)cccc1)OCCCCCCCCC
419 – 447 6,0 × 10-4  (exp.)a 8,8 – 9,7 (exp.)a
B84P (16883-83-3) O=C(OCC(C)(C)C(OC(=O)c(c(ccc1)C(=O)OCc(cccc2)c2)c1)C(C)C)C(C)C 454,6 0,81 (exp.)g 7 (exp.)a 7,00 (EPI 2010) 6,52 (ACD Percepta 2012) 5,61 (VCCLAB 2005)
610P (68648-93-1) groupes d’ester de n-hexyle
O=C(OCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCC)=O
groupes d’ester de n-octyle
O=C(OCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCC)=O
groupes d’ester de n-décyleO=C(OCCCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCCCC)=O
334 – 446 3,0 × 10-2  (exp.)f 8,17 (exp.)f
DnOP (117-84-0) O=C(OCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCC)=O 391 2,2 × 10-2  (exp.)a 8,10 (exp.)a
D911P (68515-43-5) groupes d’ester de n-nonyle
O=C(OCCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCCC)=O
groupes d’ester de n-décyleO=C(OCCCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCCCC)=O
groupes d’ester de n-undécyle
O=C(OCCCCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCCCCC)=O
418 – 475 1,6 × 10-7 – 1,7 × 10-5 (EPI 2010) 1,9 × 10-3 –  2,3 × 10-2 (ACD/Percepta 2012) 1,7 × 10-2 –  2,8 × 10-2 (VCCLAB 2005)   8,3 (exp.)a
D911P-2 (111381-91-0) groupes d’ester de n-nonyle
O=C(OCCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCCC)=O
groupes d’ester de n-décyle
O=C(OCCCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCCCC)=O
groupes d’ester de n-undécyle
O=C(OCCCCCCCCCCC)c1ccccc1C(OCCCCCCCCCCC)=O
418 – 475 1,6 × 10-7 – 1,7 × 10-5 (WSKOWWIN) 1,9 × 10-3 –  2,3 × 10-2 (ACD/Percepta 2012) 1,7 × 10-2 –  2,8 × 10-2 (VCCLAB 2005) 8,3 (exp.)a
DIDP (26761-40-0 / 68515-49-1) groupes d’ester de triméthylheptyle
CCC(C)CC(C)CC(C)OC(c1c(C(OC(C)CC(C)CC(C)CC)=O)cccc1)=O
groupes d’ester de diméthyloctyle
O=C(c1c(C(OC(C)CC(C)CCCCC)=O)cccc1)OC(C)CC(C)CCCCC
groupes d’ester de méthylnonyle O=C(c1c(C(OCCC(C)CCCCCC)=O)cccc1)OCCC(C)CCCCCC
446 1,7 × 10-4 (exp.)e 10,06 –10,36 (KOWWIN 2010) 8,31 – 8,62 (WSKOWWIN) 9,72 – 9,84 (ACD/Percepta 2012)
DIUP (85507-79-5) groupes d’ester de diméthyloctyle
O=C(c1c(C(OC(C)CC(C)CCCCC)=O)cccc1)OC(C)CC(C)CCCCC
groupes d’ester de diméthylnonyle
O=C(c1c(C(OC(C)CC(C)CCCCCC)=O)cccc1)OC(C)CC(C)CCCCCC
groupes d’ester de diméthyldécyle
O=C(c1c(C(OC(C)CC(C)CCCCCCC)=O)cccc1)OC(C)CC(C)CCCCCCC
446 – 502 2,8 × 10­-8 – 2,9 × 10-7 (EPI 2010) 8,9 × 10­-4 – 2,9 × 10-3 (ACD/Percepta 2012) 9,9 × 10­-3 – 1,2 × 10-2 (VCCLAB 2005) 11,29 – 12,17 (EPI 2010) 10,48 –11,66 (ACD/Percepta 2012) 8,89 – 9,36 (VCCLAB 2005)
DTDP (68515-47-9) groupes d’ester de diméthylnonyle
O=C(c1c(C(OC(C)CC(C)CCCCCC)=O)cccc1)OC(C)CC(C)CCCCCC
groupes d’ester de diméthyldécyle
O=C(c1c(C(OC(C)CC(C)CCCCCCC)=O)cccc1)OC(C)CC(C)CCCCCCC
groupes d’ester de diméthylundécyle
O=C(OC(CC(CCCCCCCC)C)C)c1ccccc1C(OC(CC(CCCCCCCC)C)C)=O
groupes d’ester de diméthyldodécyle
O=C(c1c(C(OC(C)CC(C)CCCCCCCCC)=O)cccc1)OC(C)CC(C)CCCCCCCCC
474 – 502 2,5 × 10­-10 – 2,9 × 10-7 (WSKOWWIN 2010) 9,9 × 10­-5 – 2,9 × 10-3 (ACD/Percepta 2012) 9,9 × 10­-3 – 1,2 × 10-2 (VCCLAB 2005)   11,19 – 14,14 (KOWWIN 2010) 10,48 – 14,3 (ACD/Percepta 2012) 8,89 – 10,17 (VCCLAB 2005)
DUP (3648-20-2) O=C(OCCCCCCCCCCC)c(c(ccc1)C(=O)OCCCCCCCCCCC)c1 475 1,6 × 10-7 (EPI 2010) 1,9 × 10-3 (ACD Percepta 2012) 1,7 × 10-2 (VCCLAB 2005) 8,7 (exp.)a

Abréviations : calc. = valeur calculée; exp. = valeur expérimentale.
Données expérimentales obtenues de :
a ECHA c2007-2015;
b HSDB 2013;
c PhysProp 2006;
d Haynes et Lide 2010;
e Letinski et coll. (2002);
fACC 2006;
g Commission européenne 2000;
h
Renberg et coll. (1985);
ECHA c2007-2018. 

Tableau A-2. Propriétés physiques et chimiques utilisées pour le B79P (à température normale)
Propriété Valeur Référence(s)
Masse moléculaire (g/mol) 382,5 -
Point d’ébullition (°C) 438,47 MPBPWIN 2008
Solubilité dans l’eau (mg/l) 0,250 ACD/Percepta c1997-2012; WATERNT 2010; WSKOWWIN 2010; TEST 2016
Pression de vapeur (Pa) 1,60×10-5 ACD/Percepta c1997-2012; AEROWIN in EPI Suite c2000-2012; MPBPWIN 2008; TEST 2016
Constante de la loi d’Henry (Pa-m3/mol) 1,76×10-2 HENRYWIN 2008
Log Koe (sans unité) 6,51 Abraham et coll. (1994); ACD/Percepta c1997-2012; KOWWIN 2010
Log Kco (sans unité) 1,21×105 ACD/Percepta c1997-2012; KOCWIN 2010
Log Kae (sans unité) -5,01 HENRYWIN 2008
Log Koa (sans unité) 11,51 KOAWIN 2010

Abréviations : - = non pertinent; Koe = coefficient de partage octanol-eau; Kco = coefficient de partage carbone organique-eau; Kae = coefficient de partage air-eau; Koa = coefficient de partage octanol-air

Remarque : Les modèles sont basés sur des méthodes d’addition de fragments (c.‑à‑d. qu’ils reposent sur la structure du produit chimique) et n’acceptent généralement que la forme neutre (c.‑à‑d. non ionisée) du produit chimique saisi dans le modèle (sous forme SMILES). Lorsque plus d’un modèle approprié était disponible pour une propriété donnée, la valeur moyenne a été prise comme valeur clé pour ce paramètre. Les valeurs clés choisies pour la solubilité dans l’eau, la pression de vapeur, le log Koe, le log Kae et le log Koa ont été calculées à l’aide d’une procédure d’ajustement par les moindres carrés (Cole et Mackay 2000; Schenker et coll., 2005) et représentent des propriétés de partage cohérentes sur le plan interne, compte tenu des contraintes thermodynamiques.

Annexe B. Risque cumulatif basé sur la narcose

Tableau B-1. Risque cumulatif basé sur les CPE maximales
Substance
(no CAS)
CPE maximalea (µg/l) FBA Résidus maximaux dans les tissusb (mmol/kg p.c.) Unité toxique maximalec
DMP (131-11-3) 0,3 66 1,10 x 10-4 0,003
DEP (84-66-2) 1,98 14 1,25 × 10-4 0,003
DPrP (131-16-8) 0,03 17 2,33 × 10-6 0,00006
DIBP (84-69-5) 0,54 78 1,51 x 10-4 0,004
DBP (84-74-2) 0,65 60 1,40 × 10-4 0,004
CHIBP (5334-09-8) NC 103 0 0,000
BCHP (84-64-0) 0,03 117 1,01 x 10-5 0,0003
BBP (85-68-7) 1,95 631 3,95 × 10-3 0,099
DCHP (84-61-7) 2,0 92 5,58 × 10-4 0,014
DnHP (84-75-3) 0,007 262 5,58 × 10-6 0,0001
DBzP (523-31-9) 0,01 17 5,56 × 10-7 0,00001
B79P (68515-40-2) 0,41 44 4,67 x 10-5 0,001
DMCHP (27987-25-3) 0,01 2070 6,03 × 10-5 0,002
DIHepP (71888-89-6) 0,33 115 1,05 × 10-4 0,003
79P (111381-89-6) 0,028 381 2,74 x 10-5 0,0007
BIOP (27215-22-1) 0,008 47 9,85 × 10-7 0,00002
DIOP (27554-26-3) 0,78 293 5,81x 10-4 0,015
DEHP (117-81-7) 1,41 41 1,47 × 10-4 0,004
DINP (68515-48-0 /
 28553-12-0)
3,43 28 2,29 × 10-4 0,006
B84P (16883-83-3) 0,82 7 1,26 x  10-5 0,0003
610P (68648-93-1) 0,057 372 5,47 x 10-5 0,001
DnOP (117-84-0) 0,33 32 2,68 × 10-5 0,0007
D911P (68515-43-5) 0,62 415 5,78 × 10-4 0,014
D911P-2 (111381-91-0) 0,002 263 1,12 × 10-6 0,00003
DIDP (26761-40-0 / 68515-49-1) 9,29 11 2,29 x 10-4 0,006
DIUP (85507-79-5) 0,044 10 9,18 × 10-7 0,00002
DTDP (68515-47-9) 0,004 1 8,20 × 10-9 0,0000
DUP (3648-20-2) 0,051 16 1,72 × 10-6 0,00004
Somme des unités toxiques internes 0,2

Abréviations : CPE = concentration prévue dans l’environnement; FBA = facteur de bioaccumulation; UIT = unité toxique interne; UITmix = somme des unités toxiques internes pour un mélange de substances; FA = facteur d’évaluation; NC = non calculé; − = non applicable.
a
Cette CPE a été calculée à l’aide d’un facteur de dilution, d’après l’écoulement au 50e centile, sans limite.
b
Les FBA expérimentaux ont été utilisés lorsqu’ils étaient disponibles. Lorsque des valeurs expérimentales n’étaient pas disponibles, les FBA modélisés au niveau trophique moyen, qui comprennent la biotransformation, ont été calculés à l’aide du programme BCFBAF v3.01 (BCFBAF 2010).
c
Les concentrations de résidus dans les tissus s’obtiennent par la multiplication de la CPE et du FBA et le résultat qui est ensuite divisé par la masse moléculaire de la substance.
d
Les unités toxiques pour chaque substance s’obtiennent par la division des concentrations de résidus dans les tissus par une concentration critique de résidus dans le corps de 0,2 mmol/kg p.c. et la multiplication par un facteur d’évaluation de 5.

Tableau B-2. Risque cumulatif basé sur les CPE médianes
Substance (no CAS) CPE médianea (µg/l) FBAb Résidus tissulaires médiansc (mmol/kg p.c.) Unité toxique médianed
DMP (131-11-3) 0,0043 66 1,46 x 10-6 0,00004
DEP (84-66-2) 0,0395 14 2,49 x 10-6 0,00006
DPrP (131-16-8) 0,0009 17 6,31 x 10-8 0,000002
DIBP (84-69-5) 0,0112 78 3,13 x 10-6 0,00008
DBP (84-74-2) 0,024   60 5,28 x 10-6 0,0001
CHIBP (5334-09-8) NC 103 0 0,000
BCHP (84-64-0) 0,0001 117 2,42 x 10-8 0,0000006
BBP (85-68-7) 0,0146 631 2,95 x 10-5 0,0007
DCHP (84-61-7) 0,001   92 2,79 x 10-7 0,000007
DnHP (84-75-3) 0,0   262 1,21 x 10-8 0,0000003
DBzP (523-31-9) 0,0001 17 6,79 x 10-9 0,0000002
B79P (68515-40-2) 0,0239 44 2,72 x 10-6 0,00007
DMCHP (27987-25-3) 0,0   2070 2,79 x 10-7 0,000007
DIHepP (71888-89-6) 0,0004 115 1,37 x 10-7 0,000003
79P (111381-89-6) 0,0   381 5,64 x 10-9 0,0000001
BIOP (27215-22-1) 0,0002 47 2,13 x 10-8 0,0000005
DIOP (27554-26-3) 0,0082 293 6,11 x 10-6 0,0002
DEHP (117-81-7) 0,0868 41 9,10 x 10-6 0,0002
DINP (68515-48-0 / 28553-12-0) 0,0070 28 4,69 x 10-7 0,00001
B84P (16883-83-3) 0,0013 7 2,02 x 10-8 0,0000005
610P (68648-93-1) 0,0288 372 2,74 x 10-5 0,0007
DnOP (117-84-0) 0,0032 32 2,65 x 10-7 0,000007
D911P (68515-43-5) 0,1619 415 1,50 x 10-4 0,004
D911P-2 (111381-91-0) 0,0019 263 1,12 x 10-6 0,00003
DIDP (26761-40-0 / 68515-49-1) 0,0067 11 1,64 x 10-7 0,000004
DIUP (85507-79-5) 0,0002 10 3,71 x 10-9 0,0000001
DTDP (68515-47-9) 0,0   1 4,81 x 10-11 0,000
DUP (3648-20-2) 0,0001 16 2,81 x 10-9 0,00000007
Somme des unités toxiques internes 0,006

Abréviations : CPE = concentration prévue dans l’environnement; FBA = facteur de bioaccumulation; UIT = unité toxique interne; UITmix = somme des unités toxiques internes pour un mélange de substances; FA = facteur d’évaluation; NC = non calculé; − = non applicable.
a
Cette CPE a été calculée à l’aide d’un facteur de dilution, d’après l’écoulement au 50e centile, sans limite.
b
Les FBA expérimentaux ont été utilisés lorsqu’ils étaient disponibles. Lorsque des valeurs expérimentales n’étaient pas disponibles, les FBA modélisés au niveau trophique moyen, qui comprennent la biotransformation, ont été calculés à l’aide du programme BCFBAF v3.01 (BCFBAF 2010).
c
Les concentrations de résidus dans les tissus s’obtiennent par la multiplication de la CPE et du FBA et le résultat qui est ensuite divisé par la masse moléculaire de la substance.
d
Les unités toxiques pour chaque substance s’obtiennent par la division des concentrations de résidus dans les tissus par une concentration critique de résidus dans le corps de 0,2 mmol/kg p.c. et la multiplication par un facteur d’évaluation de 5.

Annexe B2. Analyse du risque cumulatif basé sur la narcose

Figure B-1. Contributions des phtalates aux unités toxiques totales pour la narcose

Cette figure est un graphique linéaire montrant la contribution relative des divers phtalates aux unités toxiques totales. Chacun des 28 phtalates est énuméré le long de l’axe des x, par ordre décroissant de leurs unités toxiques internes. L’axe des y indique les unités de toxicité interne et varie de 0 à 0,2 unité de toxicité. La substance BBP figure en tête de liste, car elle représente la plus grande unité toxique, soit 0,099. La substance suivante est le DIOP, qui représente 0,015 unité toxique. En se déplaçant vers la droite, chaque phtalate représente des unités toxiques successivement plus petites, de sorte que la courbe semble plafonner à environ 0,18 pour la dernière moitié des substances.

Onze phtalates représentent environ 95 % du risque cumulatif pour la narcose. Une valeur totale de 0,18, soit environ 0,2 a été calculée pour les unités toxiques internes.

Annexe C. Calcul des taux d’absorption journalière pour le BBP, le DBP et le DEHP d’après les données de biosurveillance

MIREC, P4 et MIREC-CD Plus :

Estimation des taux d’absorption journalière d’après la concentration de 1 métabolite (BBP)

Équation 1 :

BBP abs. journ. ( µgkg  p.c./ j) =  CSOMME  molesg  Cr× TEC×MM de BBP FEUSomme ×p.c.

Où, CSOMME molesg Cr est la somme des concentrations molaires des métabolites,
TEC est le taux d’excrétion de la créatinine après 24 h (selon l’équation de Mage),
FEUSomme est la somme de la fraction d’élimination urinaire (FEU) des métabolites,
MM de BBP = 312

Étape 1 : Conversion des concentrations

C métabolite   moles g Cr =   C métabolite   ( µg g Cr ) MM métabolite

C MBzP   moles g Cr =   C métabolite   ( µg g Cr ) 256  g / mol

Étape 2 : Détermination de la FEU pertinente

FEU pour le MBzP = 0,73

Étape 3 : Calcul de l’AQ pour le BBP à l’aide de l’équation 1.

Estimation des taux d’absorption journalière fondée sur la concentration de plusieurs métabolites (DBP et DEHP)

Équation 1 :

Dose journalière de phtalate  ( µg kg  p.c. / j) =   C Somme   moles g Cr × TEC × MM of phtalate FEU Somme × p.c.

Où, CSomme molesg Cr est la somme des concentrations molaires des métabolites,
TEC est le taux d’excrétion de la créatinine après 24 h (estimation selon l’équation de Mage),
FEUSomme est la somme de la fraction d’élimination urinaire (FEU) des métabolites soit 0,91 pour le DBP, et 0,71 pour le DEHP,
MM phtalate =  278 pour le DBP, et 391 pour le DEHP.

Étape 1 : Conversion de la concentration de métabolites urinaires de µg/g Cr en moles/g Cr

C métabolite   moles g Cr =   C métabolite Cr   ( µg g Cr ) MM métabolite

I. Pour les métabolites du DBP : MnBP et MHBPNote de bas de page 19

C MnBP   moles g Cr =   UC MnBP Cr   ( µg g Cr ) 222  g / mol

C MHBP moles g Cr = UC MHBP Cr ( µg g Cr ) 238  g / mol

Étape 2 : Somme des concentrations de métabolites (moles/g Cr) obtenues à l’étape 1Note de bas de page 20

II. Pour les métabolites du DEHP : MEHP, MEOHP, MEHHP, MCMHP, MECPP

C MEHP moles g Cr = UC MEHP Cr ( µg g Cr ) 278  g / mol

C MEOHP moles g Cr = UC MEOHP Cr ( µg g Cr ) 292  g / mol

C MEHHP moles g Cr = UC MEHHP Cr ( µg g Cr ) 294  g / mol

C MCMHP moles g Cr = UC MCMHP Cr ( µg g Cr ) 308  g / mol

C MECPP moles g Cr = UC MECPP Cr ( µg g Cr ) 308  g / mol

Étape 2 : Somme des concentrations de métabolites (moles/g Cr) obtenues à l’étape

I. Pour les métabolites du DBP calculés à l’étape 1 :

C Somme   moles g Cr =     C MnBP + C MHBP

II. Pour les métabolites du DEHP calculés à l’étape 1 

C Somme   moles g Cr =     C MEHP + C MEOHP + C MEHHP + C MCMHP + C MECPP

Étape 3 : Calcul de la somme des FEU.

I. DBP : Les valeurs FEU pour le MnBP et le MHBP sont de 0,84 et 0,069, respectivement. Par conséquent, la somme serait de 0,91 (P4 et MIREC-CD Plus) et la FEU pour le MnBP seulement est de 0,84 (MIREC).

II. DEHP : Les valeurs FEU sont, pour le MEHP (0,073), le MEOHP (0,15), le MEHHP (294), le MCMHP (0,038) et le MECPP (0,21). Par conséquent, la somme de tous les 5 métabolites serait de 0,71 (P4 et MIREC-CD Plus) et la somme des 3 premiers serait 0,46 (MIREC).

Étape 4 : Calcul de l’absorption journalière à l’aide de l’équation 1.

ECMS

Analyse statistique : Les données ont été analysées avec les logiciels SAS 9.2 (SAS Institute Inc., É.-U.) et SUDAAN 10.0.1 (RTI International, É.-U.). Les estimations de la variance ont été produites à l’aide des poids bootstrap, compte tenu des 11 degrés de liberté pour le cycle 1 et des 13 degrés de liberté pour le cycle 2, comme il est suggéré dans le guide de l’utilisateur des données de l’ECMS (Statistique Canada 2011, 2012). Toutes les analyses ont été pondérées avec les poids de l’ECMS cycle 1 (sous-échantillons des phtalates) et les poids de l’ECMS cycle 2 (sous-échantillon des contaminants environnementaux dans l’urine) pour qu’elles soient représentatives de la population canadienne. On a attribué la valeur de la limite de détection divisée par 2 (LD/2) aux concentrations de phtalates qui étaient inférieures à la limite de détection.

Estimations du taux d’excrétion de créatinine (TEC) : Pour chaque sujet, on a calculé les taux d’excrétion de créatinine en faisant appel aux équations de Mage (Huber et coll., 2010). (15)). L’ajustement pour tenir compte de l’adiposité (décrit dans les renseignements supplémentaires (15)) a été appliqué à tous les participants et l’ajustement pour tenir compte de la surface du corps a été appliqué pour les enfants de moins de 18 ans. L’IMC médian selon l’âge pour l’ajustement de l’adiposité a été calculé à l’aide de tous les échantillons de l’ECMS. L’ensemble des données de l’ECMS pour les sous-échantillons des phtalates comportait 174 enfants qui dépassaient les limites de taille dans les équations de Mage (186 cm pour les garçons et 172 cm pour les filles). Les équations de Mage ont été appliquées directement aux tailles observées pour l’extrapolation des taux d’excrétion de la créatinine chez ces participants. Les taux d’excrétion prédits pour ces personnes semblaient raisonnables malgré l’extrapolation.

Estimation du taux d’excrétion urinaire : Pour chaque phtalate sélectionné, le taux d’excrétion urinaire (TEU) a été calculé à l’aide du TEC comme suit :

TEU   ( µg / kg  p.c. / j ) =   UC Cr     µg g Cr × TEC  ( g jour ) p.c.   kg Équation 1

Le TEU est le taux d’excrétion urinaire ajusté en fonction du poids corporel. La valeur CUCr est la concentration de phtalate urinaire ajustée en fonction de la créatinine, et l’abréviation p.c. désigne le poids corporel. Le TEU pour chaque participant a été calculé et utilisé dans le modèle de régression (voir ci-dessous), afin d’obtenir des estimations de la moyenne géométrique des moindres carrés (MGMC) du TEU pour la population canadienne.

Estimation de l’absorption quotidienne : absorption quotidienne de chaque phtalate pour chaque participant à l’aide des équations et procédure suivants (David et coll., 2000; Koch et coll., 2007) :

Absorption journalière  ( µg / kg  p.c. / j ) =   TEU   ( µg jour   × kg   p.c. ) FEU   ×   MM D MM M Équation 2

La fraction d’excrétion urinaire (FEU) est définie comme la fraction de la dose de l’exposition au diester excrétée sous forme de monoester dans l’urine, calculée sur une base de molaire. Pour les estimations de l’absorption journalière, les travaux précédents avaient utilisé pour la FEU des valeurs de 0,73, 0,44 et 0,69 pour le BBP, le DEHP et le DBP, respectivement (19, 21, 25; Koch et coll., 2012). Les masses moléculaires MMD et MMM sont les masses moléculaires du diester (312,36, 390,56 et 278,34 g/mole pour le BBP, le DEHP et le DBP, respectivement) et du monoester (256,22, 865,02 et 222,24 g/mole pour le BBP, le MEHP+MEHHP+MEOHP et le MBP), respectivement.

Pour chaque diester phtalique sélectionné, l’absorption quotidienne pour chaque participant de l’étude a été calculée à l’aide de l’équation 1. Les moyennes arithmétiques et géométriques de l’apport quotidien, et les centiles sélectionnés avec leurs intervalles de confiance établis à 95 %, ont été calculés pour la population canadienne selon le groupe d’âge, le sexe et l’état de jeûne. Les statistiques descriptives ont été calculées suivant la procédure DESCRIPT de SUDAAN et la procédure SURVEYREG de SAS.

Annexe D. Absorption des BBP, DBP, DEHP, DnHP, DIOP et DINP par la population générale par exposition aux milieux environnementaux et aux aliments

 

Tableau D-1a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l’absorption journalière de BBP par les divers groupes d’âge (μg/kg p.c./j)
Voie d’exposition De 0 à 0,5 ana Lait maternelb De 0 à 0,5 ana Préparation pour nourrissonsc De 0 à 0,5 ana Sans préparation De 0,5 à 4 ansd De 5 à 11 anse De 12 à 19 ansf De 20 à 59 ansg 60 ans et plush
Air ambianti < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001
Air intérieurj < 0,001 (0,016) < 0,001 (0,016) < 0,001 (0,016) 0,001 (0,035) 0,001 (0,027) < 0,001 (0,015) < 0,001 (0,013) < 0,001 (0,011)
Eau potablek S,O, 0,0045 0,0017 0,0019 0,0015 < 0,001 < 0,001 < 0,001
Aliments et boissonsl < 0,001 (0,016) < 0,001 S,O, 0,43 (1,16) 0,25 (0,61) 0,15 (0,45) 0,069 (0,22) 0,049 (0,17)
Solm < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001
Poussièren 0,21 (2,59) 0,21 (2,59) 0,21 (2,59) 0,15 (1,82) 0,071 (0,86) 0,0026 (0,031) 0,0025 (0,029) 0,0024 (0,028)
Absorption orale totale 0,21 (2,62) 0,21 (2,61) 0,21 (2,61) 0,58 (3,01) 0,33 (1,49) 0,15 (0,50) 0,072 (0,26) 0,051 (0,21)

Abréviations : S.O. = sans objet.
a
Présumés peser 7,5 kg, respirer 2,1 m³ d’air par jour, boire 0,2 L/jour (autre que préparation pour nourrissons) et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). La médiane et le 90e centile des doses alimentaires estimées (aliments) pour le groupe des < 6 mois, tels que présentés dans le tableau D-1b, ont été utilisés pour représenter la dose alimentaire dans ce groupe d’âge (enfants nourris de préparation pour nourrissons et d’autres types de lait).
b
Les enfants de 0 à 6 mois sont présumés ingérer 0,742 L de lait maternel par jour (USEPA, 2011). Le MBzP, le métabolite de monoester du BBP, a été mesuré dans le lait maternel au Canada, dans le cadre de l’enquête Plastics and Personal Care Product Use in Pregnancy (P4, n = 31 femmes, 56 échantillons de lait maternel; communication personnelle de la Direction des sciences de la santé environnementale et de la radioprotection [DSSER] au BERSE, octobre 2013). Il a été détecté dans 34 % des échantillons, à la moitié de la limite de détection (LD) [LD = 0,018 µg/l], et la valeur maximale (0,16 µg/l) utilisée pour la caractérisation de l’exposition.
c
Des doses probabilistes (médiane et 90e centile) ont été incluses dans le tableau des doses alimentaires. Concentrations des préparations obtenues pour l’étude P4 – le BBP n’a pas été détecté dans aucun échantillon de préparation pour nourrissons : la moitié de la limite de détection (LD = 0,018 µg/l) a été utilisée pour la caractérisation de l’exposition.
d
Présumés peser 15,5 kg, respirer 9,3 m³ d’air par jour, boire 0,7 L d’eau par jour et ingérer 100 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 1 à 3 ans, présentées dans le tableau D-1b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
e
Présumés peser 31 kg, respirer 14,5 m³ d’air par jour, boire 1,1 L d’eau par jour et ingérer 65 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 4 à 8 ans, présentées dans le tableau D-1b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
f
Présumé peser 59,4 kg, respirer 15,8 m³ d’air par jour, boire 1,2 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 9 à 13 ans, présentées dans le tableau D-1b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
g
Présumé peser 70,9 kg, respirer 16,2 m³ d’air par jour, boire 1,5 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 19 à 30 ans, présentées dans le tableau D-1b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
h
Présumé peser 72,0 kg, respirer 14,3 m³ d’air par jour, boire 1,6 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 71 ans et plus, présentées dans le tableau D-1b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
i
On n’a trouvé aucune donnée canadienne faisant état de la mesure de DBP dans l’air ambiant. Rudel et coll. (2010) ont mesuré le DBP dans des échantillons d’air extérieur (40 maisons) dans le nord de la Californie. Concentrations utilisées dans la caractérisation de l’exposition : moitié de la limite de déclaration de la méthode (0,006 µg/m³), concentration maximale : 0,0085 µg/m³.
j
Santé Canada (2017) a mesuré le BBP dans 51 maisons de Toronto et d’Ottawa. Concentrations utilisées dans la caractérisation de l’exposition : médiane (0,00284 µg/m³), concentration maximale : 0,0659 µg/m³.
k
On n’a trouvé aucune donnée canadienne faisant état de la mesure de BBP dans l’eau potable. Le BBP n’a été détecté dans aucun échantillon dans une enquête portant sur l’eau embouteillée au Canadian (Cao 2008). La moitié de la limite de détection de la méthode (LDM = 0,085 µg/l) a été utilisée pour la caractérisation semi-quantitative de l’exposition.
l
Les valeurs probabilistes de l’ingestion (médiane et 95e centile) ont été incorporées dans le tableau des concentrations journalières. Les concentrations et la méthode sont décrites à l’annexe E (voir le tableau D-1b). Remarque : Comme les groupes d’âge et de sexe ne correspondent pas parfaitement, la dose la plus élevée dans un groupe d’âge a été utilisée dans le tableau. Par exemple, la concentration chez les hommes de 51 à 70 ans a été incluse dans la colonne du groupe des 60 ans et plus (hommes et femmes), car la concentration dans ce groupe était la plus élevée de tous les groupes de 51 à 70 ans. S.O. désigne une variation importante; par conséquent, aucune estimation n’est présentée.
m
La concentration déclarée de BBP dans les sols agricoles témoins (0,13 ng/g; Khosravi et Price 2015) a été utilisée pour estimer le potentiel d’exposition au BBP par le sol.
n
L’ingestion de poussière intérieure est considérée comme une source importante d’exposition intérieure aux phtalates, y compris au BBP, et la quantité de poussière intérieure ingérée chaque jour est basée sur Wilson et coll. (2013). La valeur médiane (42,3 µg/g) et au 95e centile (512 µg/g) de BBP dans la poussière intérieure d’après l’EPDC, ont été utilisés pour la caractérisation de l’exposition (Kubwabo et coll., 2013).

Tableau D-1b. Estimations probabilistes de l’absorption journalière de BBP par les aliments (µg/kg p.c./j)
Groupe ANREF Médiane 95e centile
< 6 mois S.O. S.O.
6 mois à 1 an S.O. 1,27
1–3 ans 0,43 1,16
4–8 ans 0,25 0,61
H : 9–13 ans 0,15 0,45
F : 9–13 ans 0,12 0,35
H : 14–18 ans 0,11 0,32
F : 14–18 ans 0,0798 0,27
H : 19–30 ans 0,0692 0,22
F : 19–30 ans 0,0646 0,22
H : 31–50 ans 0,0509 0,17
F : 31–50 ans 0,052 0,18
H : 51–70 ans 0,0452 0,15
F : 51–70 ans 0,0448 0,15
H : > 71 ans 0,047 S.O.
F : > 71 ans 0,049 0,17

S.O. : non disponible en raison d’une variation cumulative élevée.

Tableau D-2a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l’absorption journalière de DBP pour les divers groupes d’âge (μg/kg p.c./j)
Voie d’exposition De 0 à 0,5 ana Lait maternelb De 0 à 0,5 ana Préparation pour nourrissonsc De 0 à 0,5 ana Sans préparation De 0,5 à 4 ansd De 5 à 11 anse De 12 à 19 ansf De 20 à 59 ansg 60 ans et plush
Air ambianti < 0,001 (0,0012) < 0,001 (0,0012) < 0,001 (0,0012) < 0,001 (0,0024) < 0,001 (0,0019) < 0,001 (0,0011) < 0,001 < 0,001
Air intérieurj 0,049 (0,27) 0,049 (0,27) 0,049 (0,27) 0,11 (0,58) 0,082 (0,45) 0,046 (0,26) 0,040 (0,22) 0,035 (0,19)
Eau potablek S.O. 0,038 (0,18) 0,014 (0,069) 0,016 (0,078) 0,013 (0,061) 0,0072 (0,035) 0,0075 (0,036) 0,0079 (0,038)
Aliments et boissonsl 0,065 (0,51) S.O. S.O. 0,69 (1,96) 0,47 (1,16) 0,30 (0,93) 0,14 (0,44) 0,12 (0,38)
Solm < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001
Poussièren 0,085 (0,48) 0,085 (0,48) 0,085 (0,48) 0,060 (0,34) 0,028 (0,16) 0,001 (0,006) <0,001 (0,005) <0,001 (0,005)
Absorption orale totale 0,199 (1,53) 0,18 (0,95) 0,15 (0,82) 0,88 (2,96) 0,59 (1,83) 0,35 (1,23) 0,19 (0,70) 0,16 (0,61)

Abréviations : S.O. = sans objet.
a
Présumés peser 7,5 kg, respirer 2,1 m³ d’air par jour, boire 0,2 L par jour (autre que préparation pour nourrissons) et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). La médiane et le 90e centile des doses alimentaires estimées (aliments) pour le groupe des < 6 mois, tels que présentés dans le tableau D-2b, ont été utilisés pour représenter la dose alimentaire dans ce groupe d’âge (enfants nourris de préparation pour nourrissons et d’autres types de lait).
b
Les enfants de 0 à 6 mois sont présumés ingérer 0,742 L de lait maternel par jour (USEPA, 2011). Le MBzP, le métabolite de monoester du BBP, a été mesuré dans le lait maternel au Canada, dans le cadre de l’enquête Plastics and Personal Care Product Use in Pregnancy (P4, n = 31 femmes, 56 échantillons de lait maternel; communication personnelle de la Direction des sciences de la santé environnementale et de la radioprotection [DSSER] au BERSE, octobre 2013). Il a été détecté dans 100 % des échantillons de lait maternel, à la médiane (0,656 µg/l) et la valeur maximale (5,18 µg/l) utilisées pour la caractérisation de l’exposition.
c
Des doses probabilistes (médiane et 90e centile) ont été incluses dans le tableau des doses alimentaires. Les concentrations et la méthode sont décrites à l’annexe E (voir le tableau D-2b). S.O. désigne une variation importante; par conséquent, aucune estimation n’est présentée.
d
Présumés peser 15,5 kg, respirer 9,3 m³ d’air par jour, boire 0,7 L d’eau par jour et ingérer 100 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 1 à 3 ans, présentées dans le tableau D-2b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
e
Présumés peser 31 kg, qu’il respire 14,5 m³ d’air par jour, boire 1,1 L d’eau par jour et ingérer 65 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 4 à 8 ans, présentées dans le tableau D-2b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
f
Présumés peser 59,4 kg, respirer 15,8 m³ d’air par jour, boire 1,2 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 9 à 13 ans, présentées dans le tableau D-2b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
g
Présumés peser 70,9 kg, respirer 16,2 m³ d’air par jour, boire 1,5 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 19 à 30 ans, présentées dans le tableau D-2b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
h
Présumés peser 72,0 kg, respirer 14,3 m³ d’air par jour, boire 1,6 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) le groupe des 71 ans et plus, présentées dans le tableau D-2b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
i
On n’a trouvé aucune donnée canadienne faisant état de la mesure de DBP dans l’air ambiant. Rudel et coll. (2010) ont mesuré le DBP dans des échantillons d’air extérieur (40 maisons) dans le nord de la Californie. Concentrations utilisées dans la caractérisation de l’exposition : moitié de la limite de déclaration de la méthode (MRL = 0,007 µg/m³), concentration maximale : 0,032 µg/m³.
j
Zhu et coll. (2007) ont mesuré le DBP dans des échantillons d’air intérieur prélevés dans des maisons au Canada. La concentration médiane (0,2 µg/m³) et la valeur maximale (1,1 µg/m³) ont été utilisées pour la caractérisation de l’exposition (Zhu et coll., 2007).
k
On n’a trouvé aucune donnée au sujet des concentrations de DBP dans l’eau potable. En l’absence de données sur les concentrations de DBP dans l’eau du robinet, les concentrations moyenne (0,357 µg/l) et maximale (1,72 µg/l) de DBP dans l’eau non gazéifiée en bouteille ont été utilisées pour la caractérisation semi-quantitative de l’exposition (Cao et coll., 2008).
l
Les valeurs probabilistes de l’ingestion (médiane et 95e centile) ont été incorporées dans le tableau des concentrations journalières. Les concentrations et la méthode sont décrites à l’annexe E (voir le tableau D-2b). Remarque : Comme les groupes d’âge et de sexe ne correspondent pas parfaitement, la dose la plus élevée dans un groupe d’âge a été utilisée dans le tableau. Par exemple, la concentration chez les hommes de 51 à 70 ans a été incluse dans la colonne du groupe des 60 ans et plus (hommes et femmes), car la concentration dans ce groupe était la plus élevée de tous les groupes de 51 à 70 ans. S.O. désigne une variation importante; par conséquent, aucune estimation n’est présentée.
m
La concentration déclarée de DBP dans les sols agricoles témoins (0,14 ng/g; Khosravi et Price 2015) a été utilisée pour estimer le potentiel d’exposition au DBP par le sol.
n
L’ingestion de poussière intérieure est considérée comme une source importante d’exposition intérieure aux phtalates, y compris au DBP, et la quantité de poussière intérieure ingérée chaque jour est basée sur Wilson et coll. (2013). La valeur médiane (16,8 µg/g) et le 95e centile (95,4 µg/g) de DBP dans la poussière intérieure d’après l’EPDC, ont été utilisés pour la caractérisation de l’exposition (Kubwabo et coll., 2013).

Tableau D-2b. Estimations probabilistes de l’absorption journalière de DBP par les aliments (µg/kg p.c./j)
Groupe ANREF Médiane 95e centile
< 6 mois S.O. S.O.
6 mois à 1 an S.O. S.O.
1–3 ans 0,69 1,96
4–8 ans 0,47 1,16
H : 9–13 ans 0,30 0,93
F : 9–13 ans 0,26 0,71
H : 14–18 ans 0,21 0,65
F : 14–18 ans 0,18 0,53
H : 19–30 ans 0,14 0,44
F : 19–30 ans 0,14 0,42
H : 31–50 ans 0,13 0,37
F : 31–50 ans 0,13 0,39
H : 51–70 ans 0,12 0,35
F : 51–70 ans 0,12 0,36
H : > 71 ans 0,12 0,36
F : > 71 ans 0,12 0,38

S.O. : non disponible en raison d’une variation cumulative élevée.

Tableau D-3a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l’absorption journalière de DEHP pour les divers groupes d’âge (μg/kg p.c./j)
Voie d’exposition De 0 à 0,5 ana Lait maternelb De 0 à 0,5 ana Préparation pour nourrissonsc De 0 à 0,5 ana Sans préparation De 0,5 à 4 ansd De 5 à 11 anse De 12 à 19 ansf De 20 à 59 ansg 60 ans et plush
Air ambianti < 0,001 < 0,001 < 0,001 0,0015 (0,0017) 0,0012 (0,0013) < 0,001 < 0,001 < 0,001
Air intérieurj 0,022 (0,52) 0,022 (0,52) 0,022 (0,52) 0,046 (1,10) 0,036 (0,86) 0,021 (0,49) 0,018 (0,42) 0,015 (0,37)
Eau potablek S.O. 0,011 (0,036) 0,0041 (0,014) 0,0046 (0,015) 0,0036 (0,012) 0,0021 (0,0068) 0,0022 (0,0072) 0,0023 (0,0075)
Aliments et boissonsl 0,13 (1,69) S.O. 5,59 (17,24) 8,76 (19,78) 5,55 (13,58) 3,45 (9,49) 2,19 (6,14) 2,19 (6,14)
Solm < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001
Poussièren 2,34 (9,53) 2,34 (9,53) 2,34 (9,53) 1,64 (6,67) 0,77 (3,15) 0,028 (0,11) 0,027 (0,11) 0,026 (0,10)
Absorption orale totale 2,49 (11,74) 2,39 (10,31) 7,96 (27,30) 10,45 (27,57) 6,36 (17,60) 3,5 (10,10) 2,24 (6,68) 2,23 (6,62)

Abréviations : S.O. = sans objet.
a
Présumés peser 7,5 kg, respirer 2,1 m³ d’air par jour, boire 0,2 L par jour (autre que préparation pour nourrissons) et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 6 mois à 1 an, présentées dans le tableau D-3b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge (applicables aux nourrissons consommant des préparations et ceux n’en consommant pas).
b
Les enfants de 0 à 6 mois sont présumés ingérer 0,742 L de lait maternel par jour (USEPA, 2011). MEHP, le métabolite de monoester du DEHP a été mesuré dans le lait maternel au Canada dans le cadre de l’enquête Plastics and Personal Care Product Use in Pregnancy (P4, n = 31 femmes, 56 échantillons de lait maternel; communication personnelle de la Direction des sciences de la santé environnementale et de la radioprotection [DSSER] au BERSE, octobre 2013). Il a été détecté dans 100 % des échantillons, à la médiane (1,26 µg/l) et la valeur maximale (17,05 µg/l) utilisées pour la caractérisation de l’exposition.
c
Des doses probabilistes (médiane et 90e centile) ont été incluses dans le tableau des doses alimentaires. Les concentrations et la méthode sont décrites à l’annexe E (voir le tableau D-3b). S.O. désigne une variation importante; par conséquent, aucune estimation n’est présentée.
d
Présumés peser 15,5 kg, respirer 9,3 m³ d’air par jour, boire 0,7 L d’eau par jour et ingérer 100 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 1 à 3 ans, présentées dans le tableau D-3b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
e
Présumés peser 31 kg, qu’il respire 14,5 m³ d’air par jour, boire 1,1 L d’eau par jour et ingérer 65 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 4 à 8 ans, présentées dans le tableau D-3b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
f
Présumés peser 59,4 kg, respirer 15,8 m³ d’air par jour, boire 1,2 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 9 à 13 ans, présentées dans le tableau D-3b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
g
Présumés peser 70,9 kg, respirer 16,2 m³ d’air par jour, boire 1,5 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 19 à 30 ans, présentées dans le tableau D-3b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
h
Présumés peser 72,0 kg, respirer 14,3 m³ d’air par jour, boire 1,6 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations les plus élevées de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 71 ans et plus, présentées dans le tableau D-3b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
i
On n’a trouvé aucune donnée canadienne faisant état de la mesure de DEHP dans l’air ambiant. Rudel et coll. (2010) ont mesuré le DEHP dans des échantillons d’air extérieur (40 maisons) dans le nord de la Californie. Concentrations utilisées dans la caractérisation de l’exposition : moitié de la limite de déclaration de la méthode (MRL = 0,040 µg/m³), concentration maximale : 0,023 µg/m³.
j
Zhu et coll. (2007) ont mesuré le DEHP dans des échantillons d’air intérieur prélevés dans des maisons au Canada. La concentration médiane (0,088 µg/m³) et la valeur maximale (2,1 µg/m³) concentrations ont été utilisées pour la caractérisation de l’exposition (Zhu et coll., 2007).
k
On n’a trouvé aucune donnée au sujet des concentrations de DEHP dans l’eau potable. En l’absence de données sur les concentrations de DEHP dans l’eau du robinet, les concentrations moyenne (0,102 µg/l) et maximale (0,338 µg/l) de DEHP dans l’eau non gazéifiée en bouteille ont été utilisées pour la caractérisation semi-quantitative de l’exposition (Cao et coll., 2008).
l
Les valeurs probabilistes de l’ingestion (médiane et le 95e centile) ont été incorporées dans le tableau des concentrations journalières. Les concentrations et la méthode sont décrites à l’annexe E (voir le tableau D-3b). Remarque : Comme les groupes d’âge et de sexe ne correspondent pas parfaitement, la dose la plus élevée dans un groupe d’âge a été utilisée dans le tableau. Par exemple, la concentration chez les hommes de 51 à 70 ans a été incluse dans la colonne du groupe des 60 ans et plus (hommes et femmes), car la concentration dans ce groupe était la plus élevée de tous les groupes de 51 à 70 ans. S.O. désigne une variation importante; par conséquent, aucune estimation n’est présentée.
m
La concentration déclarée de DEHP dans les sols agricoles témoins (0,06 ng/g; Khosravi et Price 2015) a été utilisée pour estimer le potentiel d’exposition au DEHP par le sol.
n
L’ingestion de poussière intérieure est considérée comme une source importante d’exposition intérieure aux phtalates, y compris au DEHP, et la quantité de poussière intérieure ingérée chaque jour est basée sur Wilson et coll. (2013). La valeur médiane (462 µg/g) et le 95e centile (1880 µg/g) de DEHP dans la poussière intérieure, ont été utilisés pour la caractérisation de l’exposition (Kubwabo et coll., 2013).

Tableau D-3b. Estimations probabilistes de l’absorption journalière de DEHP par les aliments (µg/kg p.c./j)
Groupe ANREF Médiane 95e centile
< 6 mois S.O. S.O.
6 mois à 1 an 5,59 17,24
1–3 ans 8,76 19,78
4–8 ans 5,55 13,58
H : 9–13 ans 3,45 9,49
F : 9–13 ans 3,23 9,19
H : 14–18 ans 2,30 6,54
F : 14–18 ans 2,12 6,20
H : 19–30 ans 1,88 5,97
F : 19–30 ans 2,12 6,06
H : 31–50 ans 1,96 5,64
F : 31–50 ans 2,18 6,03
H : 51–70 ans 2,04 5,48
F : 51–70 ans 2,19 6,14
H : > 71 ans 2,02 5,30
F : > 71 ans 2,17 5,05

S.O. : non disponible en raison d’une variation cumulative élevée.

Tableau D-4a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l’absorption journalière de DnHP pour les divers groupes d’âge (μg/kg p.c./j)
Voie d’exposition De 0 à 0,5 ana Lait maternelb De 0 à 0,5 ana Préparation pour nourrissonsc De 0 à 0,5 ana Sans préparation De 0,5 à 4 ansd De 5 à 11 anse De 12 à 19 ansf De 20 à 59 ansg 60 ans et plush
Aliments et boissonsi S.O. S.O. S.O. 0,0015 (0,037) 0,0016 (0,036) 0,001 (0,027) < 0,001 (0,015) < 0,001 (0,012)
Poussièrej 0,019 (0,31) 0,019 (0,31) 0,019 (0,31) 0,013 (0,22) 0,0064 (0,10) < 0,001 (0,0038) < 0,001 (0,0036) < 0,001 (0,0034)
Absorption orale totale 0,019 (0,31) 0,019 (0,31) 0,019 (0,31) 0,015 (0,26) 0,008 (0,136) 0,001 (0,031) < 0,001 (0,019) < 0,001 (0,015)

a Présumés peser 7,5 kg, respirer 2,1 m³ d’air par jour, boire 0,2 L par jour (autre que préparation pour nourrissons) et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). La médiane et le 90e centile des doses alimentaires estimées (aliments) pour le groupe des < 6 mois, tels que présentés dans le tableau D-4b, ont été utilisés pour représenter la dose alimentaire dans ce groupe d’âge (enfants nourris de préparation pour nourrissons et d’autres types de lait).
b
Aucune donnée sur les concentrations de DnHP dans le lait maternel n’a été trouvée au Canada ou ailleurs.
c
Aucune donnée sur les concentrations de DnHP dans les préparations pour nourrissons n’a été trouvée au Canada ou ailleurs. Des doses probabilistes (médiane et 90e centile) ont été incluses dans le tableau des doses alimentaires. Cependant, les données sur l’ingestion journalière pour le groupe d’âge < 1 an n’étaient pas fiables et n’ont pas été présentées.
d
Présumés peser 15,5 kg, respirer 9,3 m³ d’air par jour, boire 0,7 L d’eau par jour et ingérer 100 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 1 à 3 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
e
Présumés peser 31 kg, qu’il respire 14,5 m³ d’air par jour, boire 1,1 L d’eau par jour et ingérer 65 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 4 à 8 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
f
Présumés peser 59,4 kg, respirer 15,8 m³ d’air par jour, boire 1,2 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 9 à 13 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
g
Présumés peser 70,9 kg, respirer 16,2 m³ d’air par jour, boire 1,5 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 19 à 30 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
h
Présumés peser 72,0 kg, respirer 14,3 m³ d’air par jour, boire 1,6 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 51 à 70 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
i
Des doses probabilistes (médiane et 90e centile) ont été incluses dans le tableau des doses alimentaires. Les concentrations et la méthode sont décrites à l’annexe E (voir le tableau D-4b). Remarque : Comme les groupes d’âge et de sexe ne correspondent pas parfaitement, la dose la plus élevée dans un groupe d’âge a été utilisée dans le tableau. Par exemple, la concentration chez les hommes de 51 à 70 ans a été incluse dans la colonne du groupe des 60 ans et plus (hommes et femmes), car la concentration dans ce groupe était la plus élevée de tous les groupes de 51 à 70 ans. S.O. désigne une variation importante; par conséquent, aucune estimation n’est présentée.
j
On considère l’ingestion de poussière intérieure comme une source importante d’exposition intérieure aux phtalates, incluant le DnHP, alors que la poussière ingérée chaque jour repose sur les données de Wilson et coll. (2013). La valeur médiane (3,8 µg/g) et le 95e centile (62 µg/g) de DnHP dans la poussière intérieure d’après l’EPDC, ont été utilisés pour la caractérisation de l’exposition (Kubwabo et coll., 2013).

Tableau D-4b. Estimations probabilistes de l’absorption journalière de DnHP par les aliments (µg/kg p.c./j)
Groupe ANREF Médiane 90e centile
< 6 mois S.O. S.O.
6 mois à 1 an S.O. S.O.
1–3 ans 0,0015 0,037
4–8 ans 0,0016 0,036
H : 9–13 ans 0,001 0,027
F : 9–13 ans 0,0009 0,023
H : 14–18 ans 0,0008 0,020
F : 14–18 ans 0,0005 0,013
H : 19–30 ans 0,0007 0,015
F : 19–30 ans 0,0004 0,010
H : 31–50 ans 0,0006 0,012
F : 31–50 ans 0,0004 0,0095
H : 51–70 ans 0,0005 0,012
F : 51–70 ans 0,0004 0,009
H : > 71 ans 0,0005 0,011
F : > 71 ans 0,0005 0,009

S.O. : non disponible en raison d’une variation cumulative élevée.

Tableau D-5. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l’absorption journalière de DIOP pour les divers groupes d’âge (μg/kg p.c./j)
Voie d’exposition De 0 à 0,5 ana De 0,5 à 4 ansb De 5 à 11 ansc De 12 à 19 ansd De 20 à 59 anse 60 ans et plusf
Poussièreg 0,033 (0,14) 0,023 (0,099) 0,011 (0,047) < 0,001 (0,0017) < 0,001 (0,0016) < 0,001 (0,0015)

a Présumés peser 7,5 kg, respirer 2,1 m³ d’air par jour, boire 0,2 L par jour (autre que préparation pour nourrissons) et ingérer 30 mg de sol par jour.
b
Présumés peser 15,5 kg, respirer 9,3 m³ d’air par jour, boire 0,7 L d’eau par jour et ingérer 100 mg de sol par jour.
c
Présumés peser 31 kg, qu’il respire 14,5 m³ d’air par jour, boire 1,1 L d’eau par jour et ingérer 65 mg de sol par jour.
d
Présumés peser 59,4 kg, respirer 15,8 m³ d’air par jour, boire 1,2 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour.
e
Présumés peser 70,9 kg, respirer 16,2 m³ d’air par jour, boire 1,5 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour.
f
Présumés peser 72,0 kg, respirer 14,3 m³ d’air par jour, boire 1,6 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour.
g
L’ingestion de poussière intérieure est considérée comme une source importante d’exposition intérieure aux phtalates, y compris le DIOP, et la quantité de poussière intérieure ingérée chaque jour est basée sur l’étude de Wilson et coll. (2013). La valeur médiane (6,6 µg/g) et le 95e centile (28,6 µg/g) de DIOP dans la poussière intérieure, ont été utilisés pour la caractérisation de l’exposition (communication personnelle de la DSSER au BERSE, août 2014).

Tableau D-6. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l’absorption journalière de DINP pour les divers groupes d’âge (μg/kg p.c./j)
Voie d’exposition De 0 à 0,5 ana Lait maternelb De 0 à 0,5 ana Préparation pour nourrissonsc De 0 à 0,5 ana Sans préparation De 0,5 à 4 ansd De 5 à 11 anse De 12 à 19 ansf De 20 à 59 ansg 60 ans et plush
Air intérieuri 0,003
(0,49)
0,003
 (0,49)
0,003
 (0,49)
0,006 (1,05) 0,005 (0,82) 0,003 (0,46) 0,002 (0,40) 0,002 (0,35)
Aliments et boissonsj N/A N/A (9,2) N/A (9,2) 1,4 (17,8) 1,3 (14,0) 1,0 (11,4) 0,69 (6,9) 0,52 (8,6)
Poussièrek 0,57 – (2,7) 0,57 – (2,7) 0,57 – (2,7) 0,40 (1,9) 0,19 (0,88) 0,0068 (0,032) 0,0065  (0,030) 0,0062  (0,029)
Apport oral total 0,57 (3,2) 0,57 (12,4) 0,57 (12,4) 1,8 (20,8) 1,5 (15,7) 1,0 (11,9) 0,70 (7,3) 0,53 (9,0)

a Présumés peser 7,5 kg, respirer 2,1 m³ d’air par jour, boire 0,2 L par jour (autre que préparation pour nourrissons) et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). La médiane et le 90e centile des doses alimentaires estimées (aliments) pour le groupe des < 6 mois, tels que présentés dans le tableau D-4b, ont été utilisés pour représenter la dose alimentaire dans ce groupe d’âge (enfants nourris de préparation pour nourrissons et d’autres types de lait).
b
Aucune donnée sur les concentrations de DnHP dans le lait maternel n’a été trouvée au Canada ou ailleurs.
c
Aucune donnée sur les concentrations de DnHP dans les préparations pour nourrissons n’a été trouvée au Canada ou ailleurs. Des doses probabilistes (médiane et 90e centile) ont été incluses dans le tableau des doses alimentaires. Cependant, les données sur l’ingestion journalière pour le groupe d’âge < 1 an n’étaient pas fiables et n’ont pas été présentées.
d
Présumés peser 15,5 kg, respirer 9,3 m³ d’air par jour, boire 0,7 L d’eau par jour et ingérer 100 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 1 à 3 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
e
Présumés peser 31 kg, qu’il respire 14,5 m³ d’air par jour, boire 1,1 L d’eau par jour et ingérer 65 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 4 à 8 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
f
Présumés peser 59,4 kg, respirer 15,8 m³ d’air par jour, boire 1,2 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 9 à 13 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
g
Présumés peser 70,9 kg, respirer 16,2 m³ d’air par jour, boire 1,5 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 19 à 30 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
h
Présumés peser 72,0 kg, respirer 14,3 m³ d’air par jour, boire 1,6 L d’eau par jour et ingérer 30 mg de sol par jour. Consommation des groupes d’aliments selon Santé Canada (1998). Les estimations de la médiane et du 95e centile de l’absorption journalière (aliments) pour le groupe des 51 à 70 ans, présentées dans le tableau D-4b, ont été utilisées pour représenter l’absorption journalière pour ce groupe d’âge.
i
Santé Canada (2017) a mesuré le BBP dans 51 maisons de Toronto et d’Ottawa. Concentrations
j
Des doses probabilistes (médiane et 90e centile) ont été incluses dans le tableau des doses alimentaires. Les concentrations et la méthode sont décrites à l’annexe E (voir le tableau D-4b). Remarque : Comme les groupes d’âge et de sexe ne correspondent pas parfaitement, la dose la plus élevée dans un groupe d’âge a été utilisée dans le tableau. Par exemple, la concentration chez les hommes de 51 à 70 ans a été incluse dans la colonne du groupe des 60 ans et plus (hommes et femmes), car la concentration dans ce groupe était la plus élevée de tous les groupes de 51 à 70 ans. S.O. désigne une variation importante; par conséquent, aucune estimation n’est présentée.
k
L’ingestion de poussière intérieure est considérée être une source significative d’exposition intérieure aux phtalates, incluant le DnHP, et la quantité de poussière ingérée chaque jour est basée sur les données de Wilson et coll. (2013). La valeur médiane (112 µg/g) et au 95e percentile (527 µg/g) pour le DnHP dans la poussière intérieure ont été utilisés pour la caractérisation de l’exposition (Kubwabo et coll. 2013).

Annexe E. Calcul des apports alimentaires

Données sur la présence de DINP, DIDP, DMP, DIBP, DCHP, BBP, DBP, DEHP, DnHP

Les données sur la présence des phtalates, provenant de l’ECAT de 2013, ont été utilisées en priorité pour estimer l’exposition par les aliments. Nous avons établi que cet ensemble de données était le plus exhaustif, parmi les enquêtes canadiennes, concernant la présence des phtalates dans les aliments, et on disposait de résultats pour le DIBP, le BBP, le DBP et le DEHP. Pour les autres phtalates, les données sur leur présence dans l’alimentation provenaient d’abord des études réalisées dans le cadre du Plan d’action pour assurer la sécurité des produits alimentaires (PAASPA) de 2013-2014 et 2014-2015, menées par l’Agence canadienne d’inspection des aliments (ACIA) et d’une étude sur l’alimentation totale (EAT) menée aux États-Unis (US; Schecter et coll., 2013), compte tenu des similitudes entre les échantillons analysés dans ces études et les produits disponibles sur le marché canadien. Pour ce qui est des phtalates présents dans les aliments et qui n’étaient pas couverts par les ensembles de données de l’ACIA ou de l’EAT américaine, nous avons utilisé les données provenant d’une étude britannique sur l’alimentation totale (Bradley et coll., 2013). Il est à noter que ces données ont été utilisées uniquement pour combler les lacunes dans les données, et que nous n’avons pas utilisé les données de cette étude britannique pour un aliment ou un phtalate en particulier si nous disposions déjà de telles données provenant des ensembles de données de l’ACIA ou de l’EAT américaine.

Nous avons attribué une valeur égale à la moitié de la limite de détection (LD) aux phtalates dans les aliments et pour lesquels les valeurs indiquées étaient inférieures à la LD analytique. Cependant, une valeur de 0 (zéro) a été attribuée à tous les échantillons d’une grande catégorie d’aliments quand aucun phtalate n’était présent dans des concentrations supérieures à la LD dans aucun échantillon de cette catégorie.

Le tableau suivant indique les sources de données sur la présence des phtalates utilisées pour estimer l’exposition à chaque phtalate par les aliments.

Tableau E-1. Source des données sur la présence des phtalates
Phtalate ECAT canadienne (2013) ACIA – PAASPA (2013-2015) Schecter et coll. (2013) [U.S. TDS] Bradley et coll. (2013) [British TDS]
DINP - X - X
DiDP - X - X
DMP - - X X
DiBP X - - -
DCHP - - X X
BBP X - - -
DBP X - - -
DEHP X - - -
DnHP - - X -

X = Source de données sur la présence du phtalate.
- = Aucune donnée.

Remarque : Les taux d’ingestion du DINP et du DIDP n’ont pas changés par rapport à ceux qui sont présentés dans le rapport ECS. Le DIBP a été mesuré par Santé Canada dans l’ECAT de 2013 (Cao et coll., 2015). Cependant, les taux d’ingestion calculés à l’aide de ces nouvelles données n’ont montré aucun changement notable. Pour ce qui est du DCHP et du DMP, les données de l’ECAT de 2013 indiquent de faibles fréquences de détection. Par conséquent, les estimations précédentes de l’apport sont encore utilisées dans la présente évaluation préalable.

Données sur la consommation et correspondance avec les données sur l’occurrence des phtalates

Les concentrations de phtalates dans les différents aliments ont été comparées aux données de consommation de ces aliments provenant de l’Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (ESCC), cycle 2.2, portant sur la nutrition (Statistique Canada, 2004) afin de produire les distributions de l’exposition aux phtalates pour les différents groupes d’âge selon le sexe. L’ESCC comprenait des renseignements de rappel alimentaire de 24 heures pour plus de 35 000 répondants de tous âges dans l’ensemble du Canada.

Renseignement sur le poids corporel

Afin de déterminer l’exposition par kilogramme de poids corporel, le poids corporel des nourrissons a été défini comme le poids corporel moyen, calculé à partir des données sur le poids corporel tirées de l’enquête Continuing Survey of Food Intakes by Individuals du département de l’Agriculture des États-Unis (CSFII; 1994-96, 1998). Pour tous les autres groupes d’âge, les poids corporels sont présentés dans l’ESCC, cycle 2.2, qu’ils aient été mesurés ou déclarés par le répondant, ont été utilisés et, là où ces données étaient manquantes, on a calculé la valeur médiane pour le groupe âge-sexe correspondant et le quintile de l’apport en énergie.

Évaluation probabiliste de l’exposition

Pour chaque aliment consommé par un répondant de l’ESCC, les concentrations de phtalates ont été choisies au hasard dans la liste correspondante des valeurs analysées. Pour chaque répondant, les valeurs d’exposition estimées attribuables à chaque aliment ont été additionnées, ce qui a permis de produire une répartition de l’exposition pour tous les répondants. Ce processus a été répété 500 fois (500 itérations) pour modéliser la variabilité de la répartition des expositions en raison de la variabilité des concentrations de phtalates. Pour chaque groupe d’âge-sexe, la valeur médiane de l’exposition et celle du 90e centile ont été tirées de la répartition empirique produite par les 500 itérations.

Annexe F. Évaluation des risques cumulatives et calcul de l’indice de danger total

Tableau F-1. Résumé des données sur l’apport quotidien obtenues par biosurveillance pour les sous-populations pertinentes les plus exposées – phtalates du groupe de substances des phtalates
Phtalate Groupe d’âge (sexe) Absorption (limite supérieure) [mg/kg p.c./j] Référence (ECMS, NHANES)
DIBP 3-5 ans (M+F) 3,70 ECMS, cycle 2
DIBP  6-11 ans (M+F) 5,30 ECMS, cycle 2
DIBP  19 ans et plus (F enceintes) 1,20 P4
DCHP 3-5 ans (M+F) 0 ECMS, cycle 2
DCHP 6-11 ans (M+F) 0 ECMS, cycle 2
 DCHP 12-19 ans (F) 0 ECMS, cycle 2
DINP 2-3 ans 5,2 MIREC-CD Plus
DINP 6-11 ans (M) 25,00 NHANES (09-10)
DINP 12-19 ans (F) 27,00 NHANEs (09-10)
Tableau F-2. Résumé des données sur l’apport quotidien obtenues par biosurveillance pour les sous-populations pertinentes les plus exposées – phtalates supplémentaires
Phtalate Groupe d’âge (sexe) Absorption (limite supérieure) [mg/kg p.c./j] Référence (ECMS, NHANES)
BBP 3-5 ans (M+F) 4,50 ECMS, cycle 2
BBP 6-11 ans (M) 3,4 ECMS, cycle 2
BBP 19 ans et plus (F enceintes) 3,01 P4
DBP 3-5 ans (M+F) 5,3 ECMS, cycle 2
DBP 6-11 ans (F) 5,3 ECMS, cycle 2
DBP  19 ans et plus (F enceintes) 4,11 P4
DEHP 3-5 ans (M+F) 12,00 ECMS, cycle 2
DEHP 6-11 ans (M) 12,00 ECMS, cycle 2
DEHP  18 ans et plus (F enceintes) 8,42 MIREC
Tableau F-3. Résumé de l’absorption journalière pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale par les milieux environnementaux et l’alimentation – phtalates du groupe de substances des phtalates
Phtalate Groupe d’âge (sexe) Absorption (limite supérieure) [mg/kg p.c./j) Type d’exposition (aliments, poussière, air intérieur)
DIBP 0-0,5 an (M+F) 5,90 Aliments + poussière + air + eau potable
DIBP 5-11 ans (M+F) 0,78 Aliments + poussière + air + eau potable
 DIBP 12-19 ans (M+F) 0,43 Aliments + poussière + air + eau potable
DCHP 0,5-4 ans (M+F) 0,15 Aliments + poussière
DCHP 5-11 ans (M+F) 0,12 Aliments + poussière
 DCHP 12-19 ans (M+F) 0,07 Aliments + poussière
DMCHP* 0-0,5 an (M+F) 0,05 Poussière
DMCHP* 5-11 ans (M+F) 0,02 Poussière
DMCHP*  12-19 ans (M+F) 0,00 Poussière
DBzP* 0-0,5 an (M+F) 0,097 Poussière
DBzP* 5-11 ans (M+F) 0,032 Poussière
 DBzP* 12-19 ans (M+F) 0,001 Poussière
B84P 0-0,5 an (M+F) 0,05 Poussière (substitut du B79P)
B84P 5-11 ans (M+F) 0,02 Poussière (substitut du B79P)
B84P  12-19 ans (M+F) 0,00 Poussière (substitut du B79P)
B79P 0-0,5 an (M+F) 0,05 Poussière
B79P 5-11 ans (M+F) 0,02 Poussière
 B79P 12-19 ans (M+F) 0,00 Poussière
DIHepP 0-0,5 an (M+F) 1,1 Poussière
DIHepP 5-11 ans (M+F) 0,37 Poussière
DIHepP  12-19 ans (M+F) 0,013 Poussière
DINP 0,5-4 ans (M+F) 20,8 Aliments + poussière + air
DINP 5-11 ans (M+F) 15,7 Aliments + poussière + air
DINP  12-19 ans (M+F) 11,9 Aliments + poussière + air
CHIBP NVC NVC NVC
BCHP NVC NVC NVC
BIOP NVC NVC NVC

NVC = Non vendu dans le commerce.
*NVC, mais détecté dans la poussière des maisons canadiennes.

Tableau F-4. Résumé de l’absorption journalière pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale par les milieux environnementaux et l’alimentation – phtalates supplémentaires
Phtalate Groupe d’âge (sexe) Absorption (limite supérieure) [mg/kg p.c./j] Type d’exposition (aliments, poussière, air intérieur)
BBP 0,5-4 ans (M+F) 3,01 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
BBP 5-11 ans (M+F) 1,49 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
BBP  12-19 ans (M+F) 0,50 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
DBP 0,5-4 ans (M+F) 2,96 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
DBP 5-11 ans (M+F) 1,83 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
DBP  12-19 ans (M+F) 1,23 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
DEHP 0,5-4 ans (M+F) 27,57 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
DEHP 5-11 ans (M+F) 17,60 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
DEHP  12-19 ans (M+F) 10,10 Aliments + poussière + air + eau potable + sol
DnHP* 0-0,5 an (M+F) 0,31 Aliments + poussière
DnHP 5-11 ans (M+F) 0,136 Aliments + poussière
DnHP  12-19 ans (M+F) 0,031 Aliments + poussière
DIOP 0-0,5 an (M+F) 0,14 Poussière
DIOP 5-11 ans (M+F) 0,05 Poussière
DIOP  12-19 ans (M+F) 0,002 Poussière

*NVC, mais détecté dans la poussière des maisons canadiennes.

Tableau F-5. Niveau d’effets critiques pour les phtalates à chaîne moyenne – Groupe de substances des phtalates
Phtalate Stade de vie DSENO (mg/kg p.c./j) Effets (durée); (référence) Facteur d’incertitude par défaut Valeur de référence calculée
DIBP In utero 125 DAG réduite, RM, effets sur la fertilité (JG 12-21), ↓ testostérone testiculaire; (Saillenfait et coll., 2008; Furr et coll., 2014) 100 1,25
DIBP Prépuberté / puberté 300 Pathologie testiculaire (JPN 21-28, 7 jours); (Zhu et coll., 2010) 300 1
DCHP / DMCHP In utero 10-20 (DMENO) ↓ DAG, MPT, augmentation résorption (JG 6-19); (Ahbab et Barlas 2015; Li et coll., 2016; Hoshino et coll., 2005) 100 0,1
DCHP / DMCHP Prépuberté / puberté 18 ↓ nombre de spermatides, atrophie testiculaire, ↓ prise de poids corporel, ↓ consommation alimentaire chez les mâles F1; (Hoshino et coll., 2005) 300 0,06
DBzP (MBzP) In utero 167 Lecture croisée avec MBzP ↓ DAG (~10 %) et ↑ cryptorchidie (JG 15-17); (Ema et coll., 2003) 100 1,67
DBzP (MBzP) Prépuberté / puberté 250 (DMEO) Lecture croisée avec MBzP   ↓ nombre de spermatozoïdes (20 %) [4 semaines]; (Kwack et coll., 2009) 300 0,833
B84P (BBP) In utero 50 Lecture croisée avec BBP   Diminution du poids corporel des petits, ↓ DAG à la naissance chez les descendants F2 (d’après des études sur 2 gén.)   ↓ niveaux de testostérone testiculaire (JG 14-18); (Aso et coll., 2005; Nagao et coll., 2000; Tyl et coll., 2004; Furr et coll., 2014) 100 0,5
B84P (BBP) Prépuberté / puberté 250-500 (DMEO) Lecture croisée avec MBzP et BBP   ↓ nombre de spermatozoïdes (20 %) [4 semaines]; (Kwack et coll., 2009) 300 0,833
B79P In utero 50 ↓ DAG et ↑ épispadias (JG 6-JPN 21) [dossier REACH, BESC, 2013b] 100 0,5
B79P Prépuberté / puberté 375 Aucun effet néfaste à la dose maximale d’essai; Tyl et coll., 2013 300 1,25
DIHepP In utero 64-168 Réduction importante de la DAG (13 %) chez les petits mâles F2 (2 gén.); (McKee et coll., 2006) 100 0,64
DIHepP Prépuberté / puberté 227-416 Réduction importante de la DAG. SPP différée, ↑ rétention mamelonnaire, hypospadias et cryptorchidie chez les petits F1 (2 gén.); (McKee et coll., 2006) 300 0,757
DINP In utero 10 (DMEO) GMN, grappes de cellules de Leydig/agrégation (JG 12-21); (Li et coll., 2015) 100 0,1
DINP Prépuberté / puberté 500 (DMEO) Diminution du poids absolu des vésicules séminales et du muscle releveur bulbo-spongieux (10 jours), animaux castrés; (Lee et Koo 2007) 300 1,67
Tableau F-6. Niveau d’effets critiques – phtalates supplémentaires
Phtalate supplémentaire Stade de vie CSENO (mg/kg pc/j) Effets (durée); (référence) Référence Facteur d’incertitude par défaut Valeur de référence calculée
BBP In utero 50 ↓ DAG à la naissance chez la F2 (d’après deux études sur 2 gén.); Aso et coll., 2005; (Tyl et coll., 2004; Nagao et coll., 2000) Aso et coll. (2005); Tyl et coll. (2004); Nagao et coll. (2000) 100 0,5
BBP Prépuberté / puberté 500 (DMEO) ↓ nombre de spermatozoïdes (30 %), ↓ motilité des spermatozoïdes, ↓ prise de poids corporel, ↑ poids rel. du foie (4 semaines); (Kwack et coll., 2009) Kwack et coll. (2009) 300 1,667
DBP In utero 10 ↓ testostérone testiculaire (JG 12-19), effets sur la fertilité (JG 14-23,5), ↓ populations des cellules tubulaires et interstitielles, morphométrie modifiée des tubules séminifères, autres effets légers sur le développement des spermatocytes (JG 12-21); (Lehmann et coll., 2004; Ahmad et coll., 2014; Boekelheide et coll., 2009) Lehmann et coll. (2004); Ahmad et coll. (2014); Boekelheide et coll. (2009) 100 0,1
DBP Prépuberté / puberté 10-50 (DMEO) DMEO: spermatogénèse différée, DAG absolue réduite (par rapport au p.c. à une dose plus élevée) chez les souris (JPN 4-14); (Moody et coll., 2013; Srivastava et coll., 1990; Xioa-feng et coll., 2009) Moody et coll. (2013); Srivastava et coll. (1990); Xioa-feng et coll. (2009) 300 0,033
DEHP In utero 4,8 Épididyme petit ou aplastique, autres effets SPR touchant la pathologie testiculaire chez F1 et F2 (étude sur 2 gén.); (Blystone et coll., 2010; Wolfe & Layton 2003; Andrade et coll., 2006a,b; Christiansen et coll., 2010) Blystone et coll. (2010); Wolfe & Layton (2003); Andrade et coll. (2006a,b); Christiansen et coll. (2010) 100 0,048
DEHP Prépuberté / puberté 10 ↓ poids absolu et relatif des testicules (> 10 %) [JPN 6-10, exposition : 5 jours]; (Dostal et coll., 1988) Dostal et coll. (1988) 300 0,033
DnHP In utero 5 ↓ niveaux de testostérone sérique et testiculaire, ↓ DAG, modifications pathologiques des testicules (JG 12-19, JG 6-19); (Ahbab et Barlas 2015; Saillenfait et coll., 2013) Ahbab et Barlas (2015); Saillenfait et coll. (2013) 100 0,05
DnHP Prépuberté / puberté 10 Lecture croisée avec DEHP
↓ poids absolu et relatif des testicules (> 10 %) [JPN 6-10, exposition : 5 jours]; (Dostal et coll., 1988)
Dostal et coll. (1988) 300 0,033
DIOP In utero 100 Modifications pathologiques des testicules, effets sur la fertilité et ↓ poids des testicules (JG 12-19, JG 12-21, JG 6-19); (Saillenfait et coll., 2013) Saillenfait et coll. (2013) 100 1
DIOP Prépuberté / puberté 227-416 Lecture croisée avec DIHepP
Réduction importante de la DAG. SPP différée ↑ rétention mamelonnaire, hypospadias et cryptorchidie chez les petits F1 (étude sur 2 gén.); (McKee et coll., 2006)
McKee et coll. (2006) 300 0,757
Tableau F-7. QD individuels et ID total pour les femmes enceintes et les femmes en âge de procréer
Phtalate Milieux environnementaux et alimentation; quotient de danger (% de l’ID) Biosurveillance Quotient de danger (% de l’ID)
DIBP 0,0003 (0,1 %) 0,0010 (0,2 %)
DCHP 0,0007 (0,2 %) 0,0000 (0,0 %)
DMCHP 0,0000 (0,0 %) S.O.
DBzP 0,0000 (0,0 %) S.O.
B84P 0,0000 (0,0 %) S.O.
B79P 0,0000 (0,0 %) S.O.
DIHepP 0,0000 (0,0 %) S.O.
DINP 0,119 (34%) 0,27 (55%)
CHIBP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BCHP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BIOP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BBP 0,0010 (0,3%) 0,0060 (1,2%)
DBP 0,0123 (3,6%) 0,0411 (8,3%)
DEHP 0,2104 (61%) 0,1754 (36%)
DnHP 0,0006 (0,2%) S.O.
DIOP 0,0000 (0,0 %) S.O.
ID pour les femmes enceintes 0,34 0,49

S.O. = Sans objet.

Tableau F-8. QD individuels et ID total pour les nourrissons
Phtalate Milieux environnementaux et alimentation; quotient de danger (% de l’ID) Biosurveillance Quotient de danger (% de l’ID)
DIBP 0,0047 (0,6 %) 0,0030 (0,8 %)
DCHP 0,0015 (0,2 %) 0,0000 (0,0 %)
DMCHP 0,0005 (0,06%) S.O.
DBzP 0,0001 (0,0 %) S.O.
B84P 0,0001 (0,0 %) S.O.
B79P 0,0001 (0,0 %) S.O.
DIHepP 0,0017 (0,2 %) S.O.
DINP 0,2080 (25,0%) 0,0520 (14,2 %)
CHIBP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BCHP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BIOP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BBP 0,0060 (0,7 %) 0,0090 (2,5 %)
DBP 0,0296 (3,6 %) 0,0530 (14,4 %)
DEHP 0,5744 (69,0%) 0,2500 (68,1 %)
DnHP 0,0062 (0,74%) S.O.
DIOP 0,0001 (0,02%) S.O.
ID pour les nourrissons 0,83 0,37

S.O. = Sans objet.

Tableau F-9. QD individuels et ID total pour les enfants
Phtalate Milieux environnementaux et alimentation; quotient de danger (% de l’ID) Biosurveillance; Quotient de danger (% de l’ID)
DIBP 0,0008 (0,1 %) 0,0053 (1,0 %)
DCHP 0,0020 (0,3 %) 0,0000 (0,0 %)
DMCHP 0,0003 (0,1%) S.O.
DBzP 0,0000 (0,0 %) S.O.
B84P 0,0000 (0,0 %) S.O.
B79P 0,0000 (0,0 %) S.O.
DIHepP 0,0005 (0,1%) S.O.
DINP 0,0094 (1,6%) 0,0150 (2,8 %)
CHIBP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BCHP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BIOP 0,0000 (0,0 %) S.O.
BBP 0,0009 (0,1 %) 0,0020 (0,4 %)
DBP 0,0549 (9,1%) 0,1590 (29,4 %)
DEHP 0,5280 (87,9%) 0,3600 (66,5 %)
DnHP 0,0041 (0,7 %) S.O.
DIOP 0,0001 (0,0 %) S.O.
ID pour les enfants 0,60 0,54

S.O. = Sans objet.

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