Sels d’aluminium, contenu final : chapitre 3.2

3. Évaluation de toxique au sens de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999)

3.2 LCPE (1999), 64 c) : santé humaine

3.2.1 Exposition estimée de la population

La dose moyenne journalière d’aluminium dans six groupes d’âge au Canada a été estimée à partir de la concentration mesurée dans : a)  l’air intérieur et extérieur (section 2.3.2.1), b) l’eau potable (section 2.3.2.2.2), c) le sol (section 2.3.2.4), et d) les aliments (section 2.3.2.6). Le tableau 3.1 présente une estimation globale des doses moyennes journalières d’aluminium total par groupe d’âge et milieu environnemental (l’eau, l’air intérieur, l’air extérieur [ambiant], le sol, les aliments et les boissons). L’aluminium total a été pris en compte au lieu des trois sels mentionnés, les concentrations d’aluminium dans les aliments, le sol, l’eau potable et l’air étant généralement indiquées sous forme d’aluminium total et non de sels particuliers.

Les doses journalières moyennes ont été calculées à l’aide d’une évaluation déterministe de l’exposition qui fournit une estimation ponctuelle de la dose (dans ce cas-ci, une estimation de la moyenne). En revanche, les évaluations probabilistes de l’exposition fournissent des informations sur la gamme complète des doses dans la population étudiée et sont susceptibles de donner aussi une estimation plus réaliste de l’exposition moyenne. L’influence potentielle d’une analyse probabiliste sur la présente évaluation quant à la dose journalière d’aluminium total dans les aliments est examinée en détail à la section 3.2.1.4.

La prise en compte des milieux environnementaux -- eau potable, air, sol et aliments -- dans le calcul de la dose journalière moyenne est conforme à d’autres évaluations de substances d'intérêt prioritaire. La dose journalière d’autres sources d’aluminium (les antiacides, les vaccins et les cosmétiques, par exemple) est difficile à quantifier pour la population canadienne générale en raison des données limitées sur l’exposition et l’absorption, et l’utilisation variée dans la population. Ces sources n’ont donc pas été prises en compte dans l’estimation de la dose journalière moyenne. Toutefois, l’ensemble de ces sources additionnelles peut constituer une exposition non négligeable à l’aluminium et doit être compris dans l’évaluation quantitative de l’incertitude associée à l’estimation de la dose journalière moyenne.

3.2.1.1 Air
3.2.1.1.1 Dose journalière moyenne estimée d’aluminium total dans l’air extérieur

La dose journalière moyenne estimée d’aluminium total dans les particules en suspension dans l’air extérieur a été déterminée à partir de plus de 10 000 mesures effectuées au cours des dix dernières années sur plus d’une cinquantaine de sites au Canada. La concentration moyenne d’aluminium total par province/territoire de 0,17 µg/m3 dans les PM10 au Canada a été utilisée dans l’estimation de la dose journalière (section 2.3.2.1.1). Les doses journalières moyennes par groupe d’âge dans les PM10 étaient très faibles, variant de 0,03 µg/kg pc/jour chez les personnes âgées à 0,1 µg/kg pc/jour chez les jeunes enfants de six mois à quatre ans.

3.2.1.1.2 Dose journalière moyenne estimée d’aluminium total dans l’air intérieur

Dans l’air intérieur, seules les mesures réalisées sur les échantillons de PM10 ont été analysées pour estimer la dose, comme la concentration d’aluminium dans les PM2,5 était souvent sous la limite de détection. La concentration estimée, basée sur les concentrations moyennes diurne et nocturne d’aluminium total, est d’environ 1,49 mg/m3 (section 2.3.2.1.2). La dose journalière moyenne estimée dans l’air intérieur est donc plus élevée que celle dans l’air extérieur, variant de 0,3 mg/kg pc/jour chez les adultes et les personnes âgées à 0,8 mg/kg pc/jour chez les jeunes enfants de six mois à quatre ans.

3.2.1.2 Eau

La concentration moyenne d’aluminium total a été estimée à 101 mg/L à partir des données fournies par des stations de traitement de l’eau au Canada (section 2.3.2.2.2). Cette estimation s’applique aux stations utilisant des coagulants ou floculants contenant des sels d’aluminium et s’approvisionnant à partir de sources d’eau de surface. La dose journalière moyenne de chaque groupe d’âge variait de 2,0 mg/kg pc/jour pour les adolescents et les adultes à 10,8 mg/kg pc/jour pour les nourrissons non allaités.

3.2.1.3 Sol

La concentration moyenne d’aluminium total dans le sol d’environ 41 000 mg/kg (section 2.3.2.4) a été utilisée pour estimer l’exposition de la population canadienne par le sol. La dose journalière moyenne d’aluminium provenant du sol chez les nourrissons est de 166 mg/kg pc/jour et est considérablement plus élevée chez les jeunes enfants de six mois à quatre ans à 268 mg/kg pc/jour. Pour les autres groupes, les doses journalières moyennes d’aluminium total diminuent progressivement, passant de 87 mg/kg pc/jour chez les enfants de 5 à 11 ans à 17 mg/kg pc/jour chez les personnes âgées.

3.2.1.4 Aliments

La dose moyenne estimée d’aluminium total provenant de l’alimentation a été calculée à l’aide de la cinquième Étude de la diète totale complétée entre 2000 et 2002 (Dabeka, 2007) pour chacun des groupes d’âge définis dans la population canadienne. Le tableau 3.1 présente les doses journalières d’aluminium provenant des aliments et des boissons. L’exposition à l’aluminium provenant du lait maternel est d’environ 12 mg/kg pc/jour chez les nourrissons de zéro à six mois allaités, mais de 85 mg/kg pc/jour chez les nourrissons non allaités. La dose journalière moyenne estimée est d’environ 268 mg/kg pc/jour chez les jeunes enfants de six mois à quatre ans. Pour les autres groupes, la dose journalière moyenne d’aluminium total varie de 341 mg/kg pc/jour chez les enfants de 5 à 11 ans à 113 mg/kg pc/jour chez les adultes de plus de 60 ans.

Les doses moyennes ci-dessus d’aluminium total dans les aliments ont été calculées à l’aide d’une évaluation déterministe de l’exposition qui fournit une estimation ponctuelle de la dose, mais aucune information sur l’ensemble des expositions au sein d’une population. Dans ce cas-ci, l’approche déterministe surestimera fort probablement les estimations moyennes de l’exposition, en partie à cause du regroupement des catégories alimentaires qui gonfle la contribution d’aliments consommés moins régulièrement présentant un plus fort taux de contamination. Aussi, l’évaluation déterministe ne prend pas en compte les divers types d’aliments consommés quotidiennement par les personnes.

Les évaluations probabilistes de l’exposition estiment la probabilité d’une exposition donnée au sein d’une population. La distribution des doses fournit plus d’informations quant à la gamme possible des doses de cette population. Une telle modélisation statistique peut aussi représenter les variabilités intraindividuelle et interindividuelle liées aux comportements alimentaires. Avec les données appropriées, les évaluations probabilistes de l’exposition tracent un portrait plus juste de l’exposition que les évaluations déterministes de l’exposition.

Les aliments étant la source majeure de l’exposition à l’aluminium chez les êtres humains, une évaluation plus approfondie de l’exposition alimentaire à l’aluminium à l’aide de techniques probabilistes serait justifiée (voir la section 3.2.6 pour les recommandations liées à la recherche).

3.2.1.5 Estimation globale de l’exposition de la population canadienne

La dose journalière moyenne estimée d’aluminium total était plus faible chez les nourrissons allaités que chez ceux qui ne l’étaient pas, avec des concentrations de 179 et 262 mg/kg pc/jour, respectivement. La DJE d’aluminium total la plus élevée était de 541 mg/kg pc/jour chez les jeunes enfants de six mois à quatre ans, tandis que pour les autres groupes d’âge, cette dose diminuait considérablement pour atteindre 432 mg/kg pc/jour chez les enfants âgés de 5 à 11 ans, 293 mg/kg pc/jour chez les adolescents, 163 mg/kg pc/jour chez les adultes de 20 à 59 ans et 133 mg/kg pc/jour chez les adultes de plus de 60 ans.

La contribution des divers milieux environnementaux a été évaluée par groupe d’âge (tableau 3.2). Chez les jeunes enfants de six mois à quatre ans, environ 50 % de la dose d’aluminium provient des aliments, environ 50 % de l’ingestion de sol et moins de 1 % de l’ingestion d’eau potable et de particules inhalées. La contribution de l’ingestion des aliments augmente chez les autres groupes d’âge pour atteindre au moins 80 %, tandis que celle du sol diminue avec l’âge, passant de 20 % chez les enfants de 5 à 11 ans, à environ 10 % chez les personnes plus âgées. La contribution de l’ingestion d’eau potable et des particules inhalées est très faible, avec moins de 2 % ou de 0,2 % respectivement pour tous les groupes d’âge, à l’exception des nourrissons.

Chez les nourrissons exclusivement allaités, plus de 90 % de la dose d’aluminium total provient de l’ingestion de sol et environ 7 % de l’ingestion de lait maternel. Pour les nourrissons ayant consommé des préparations pour nourrissons ainsi que divers aliments et boissons, environ 30 % de la dose d’aluminium total provient de l’ingestion des aliments et environ 63 % de l’ingestion de solNote de bas de page 25.

En ce qui a trait aux trois sels -- chlorure d’aluminium, nitrate d’aluminium et sulfate d’aluminium -- le seul milieu où la concentration moyenne est sensiblement affectée par l’utilisation de ces sels est l’eau potable dans laquelle le sulfate d’aluminium ou le chlorure d’aluminium a pu être ajouté lors du procédé de traitement. Bien que le sulfate d’aluminium puisse être utilisé comme additif alimentaire, son utilisation est rare et il n’influera que très faiblement sur la dose d’aluminium total provenant des aliments. La question de la contribution relative de ces trois sels à l’exposition globale à l’aluminium est abordée de façon plus détaillée à la section 3.2.4.

Les produits thérapeutiques en vente libre, administrés par voie orale contenant de l’aluminium (les produits pharmaceutiques tels que les antiacides, p. ex.) et consommés par certaines personnes sur une base régulière, sont la principale source de dose journalière d’aluminium. Les DJE d’aluminium provenant de ces produits peuvent atteindre environ 31 000 mg/kg pc/jour selon les doses journalières maximales recommandées par le fabricant. Toutefois, ce ne sont généralement pas les trois sels pris en compte dans cette évaluation.

Tableau 3.1 : Dose journalière moyenne estimée d’aluminium total fondée sur des données canadiennes
(µg/kg pc/jour)
Source d’exposition NourrissonsFootnote a
(0 - 6 mois)
Allaités (exclusivement)
Nourrissons
(0 - 6 mois)
Non allaités
Tout-petitsFootnote b
(0,5 - 4 ans)
EnfantsFootnote c
(5 - 11 ans)
Adolescentsootnote d
(12 - 19 ans)
AdultesFootnote e
(20 - 59 ans)
Personnes âgéesFootnote f
(> 60 ans)
Eau potableFootnote g 0 10,8 4,57 3,59 2,04 2,14 2,25
Aliments et boissonsFootnote h 12,2 85,0 268 341 270 143 113
Air ambiantFootnote i 0,05 0,05 0,1 0,08 0,05 0,04 0,03
Air intérieurFootnote j 0,37 0,37 0,78 0,61 0,35 0,30 0,26
SolFootnote k 166 166 268 87 21 18 17
Total 179 262 541 432 293 163 133
Tableau 3.2 : Contribution (%) de chaque source d’exposition déterminée à partir de la dose journalière moyenne canadienne d’aluminium
Source d’exposition Nourrissons
(0 - 6 mois)
allaités exclusivement
Nourrissons
(0 - 6 mois)
non allaités
Tout-petits
(0,5 - 4 ans)
Enfants
(5 - 11 ans)
Adolescents
(12 - 19 ans)
Adultes
(20 - 59 ans)
Personnes âgées
(> 60 ans)
Eau potable 0,00 4,1 0,84 0,83 0,70 1,31 1,69
Aliments et boissons 6,80 32,4 49,5 78,9 92,2 87,7 85,0
Air ambiant 0,030 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02
Air intérieur 0,21 0,14 0,14 0,14 0,12 0,18 0,20
Sol 92,7 63,4 49,5 20,1 7,17 11,0 12,8
Total 100,00 100,00 100,00 100,00 100,00 100,00 100,00

3.2.2 Caractérisation des dangers

L’analyse de cette section se concentre sur la caractérisation générale des types d’effets préoccupants dans le cadre d’une évaluation des risques pour la santé humaine liés à l’aluminium, en se fondant sur des données expérimentales humaines et animales. La pertinence des différentes sources de données liées à l’analyse de la relation exposition-réponse présentée à la section 3.2.3 est aussi évaluée.

3.2.2.1 Effets chez les êtres humains

Les données épidémiologiques relatives à l’exposition à l’aluminium dans l’eau potable n’ont pas été utilisées dans cette évaluation pour établir la relation dose-réponse (voir section 3.2.3), en raison de l’absence de relation de cause à effet entre l’aluminium dans l’eau potable et la maladie d'Alzheimer (MA) et du manque de données sur l’exposition totale à l’aluminium provenant essentiellement de l’alimentation. Les associations observées dans certaines études entre l’aluminium dans l’eau potable et le développement de la MA confirment toutefois la nécessité d’examiner la neurotoxicité comme effet préoccupant dans le cadre d’une évaluation des risques pour la santé humaine liés à l’aluminium.

Il a été démontré que l’aluminium entraînait des effets neurotoxiques chez les êtres humains ainsi qu’une toxicité osseuse et sanguine lors de traitement médical où la barrière gastro-intestinale était contournée (encéphalopathie des dialysés induite par l’aluminium, par exemple). Il existe aussi une certaine preuve épidémiologique de troubles cognitifs à long terme chez les nourrissons prématurés recevant une solution nutritive contenant de l’aluminium par voie intraveineuse et associée aux expositions professionnelles (voir section 2.4.3.1). Ces conditions d’exposition ne s’appliquent pas à la population générale, surtout que l’exposition à l’aluminium ne se produit pas généralement par ingestion; les études humaines n’ont donc pas été utilisées pour caractériser la relation dose-réponse lors d’expositions environnementales (voir section 3.2.3). Cette preuve confirme toutefois que la neurotoxicité et celle pour le développement sont des effets préoccupants à prendre en compte dans une évaluation des risques pour la santé humaine liés à l’aluminium.

En ce qui a trait aux conditions d’exposition de la population générale, l’information disponible la plus pertinente portant sur le lien entre l’exposition à l’aluminium par l’eau potable et la MA ainsi que d’autres formes de démence (voir section 2.4.3.2) est fournie par les enquêtes épidémiologiques. L’utilisation de ces résultats pour déterminer d’abord un effet préoccupant (soit l’identification des dangers) et évaluer ensuite la relation exposition-réponse est abordée ci-après.

L’hypothèse voulant que l’aluminium dans l’eau potable soit un facteur de risque de la MA ou d’une altération de la fonction cognitive chez les personnes âgées est controversée dans la communauté scientifique et a d’importantes implications pour la santé publique. Il est donc important d’évaluer en détail le poids de la preuve des associations observées en fonction des critères de causalité classiques. Pour les études publiées avant 1998, cette évaluation est présentée dans les Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada -- Documents techniques : Aluminium (Santé Canada, 1998b) et le rapport sur l’état de la science (Environnement Canada et Santé Canada, 2000). Ce dernier a évalué la consistance et la spécificité, la force, la relation dose-réponse, la temporalité, la plausibilité biologique et la cohérence de l’association observée. La conclusion était la suivante :

« Par conséquent, dans l'ensemble, le poids de la preuve de la causalité des associations observées entre l'aluminium et la maladie d'Alzheimer est au mieux faible. La concordance entre les résultats des études épidémiologiques analytiques est limitée seulement. Bien que les critères de diagnostic aient généralement été plus rigoureux dans les études où un résultat positif a été obtenu, la prise en compte des facteurs confusionnels potentiels a été plus uniforme dans les études où aucune association n'a été observée. Qui plus est, bien qu'il existe dans les études individuelles des preuves d'une relation exposition-réponse pour l'association observée entre l'aluminium et la maladie d'Alzheimer, les résultats des différentes études sont peu concordants à cet égard, du moins si l'on se fie à l'importance limitée de la comparaison que les données disponibles permettent de faire. En outre, pour déterminer dans quelle mesure l'association observée entre l'aluminium et la maladie d'Alzheimer satisfait au critère de temporalité, les données sont restreintes. Mais pour déterminer le bien-fondé de la causalité de l'association observée, le facteur le plus limitant est le manque de données pertinentes sur la plausibilité biologique; en fait, on n'a proposé aucun mécanisme plausible pour expliquer la relation entre l'exposition et l'effet au moyen d'importants événements mesurables, pour lequel des recherches suffisantes ont été réalisées afin d'en déterminer le bien-fondé en fonction des critères classiques de causalité comme la concordance, l'importance, la spécificité, la relation dose-réponse, la temporalité, la plausibilité biologique et la cohérence. »

Depuis la publication du rapport sur l’état de la science, une association positive significative entre la MA et l’aluminium dans l’eau potable a été observée dans une autre analyse des données issues de la cohorte de personnes âgées QUID (PAQUID) du sud-ouest de la France (Rondeau et al., 2000; Rondeau et al., 2001, tel que décrit à la section 2.4.3.2). Bien que l’évaluation de l’exposition dans cette étude de cohorte soit plus précise que celle dans les études cas-témoins précédentes, elle est toujours limitée par deux facteurs : la quantification de l’exposition à l’aluminium de personnes par d’autres sources alimentaires et la gamme plutôt restreinte des expositions à l’aluminium de la population étudiée.

De récents examens de la littérature épidémiologique ont confirmé les limites de la base de données épidémiologiques dans son ensemble en ce qui concerne le lien de causalité entre la présence d’aluminium dans l’environnement et la MA, tout en refusant de rejeter cette hypothèse pour l’instant (InVS-Afssa-Afssaps, 2003; Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR), 2006; Comité mixte FAO/OMS d'experts des additifs alimentaires (JECFA), 2006; Krewski et al., 2007). Le JECFA (2006) et l’ATSDR (2006) ont décidé de ne pas fonder leurs valeurs réglementaires relatives à la dose d’aluminium sur les études épidémiologiques en raison de ces limites.

3.2.2.2 Effets chez les animaux de laboratoire

La communauté scientifique a essentiellement concentré ses études relatives à la toxicité de l’aluminium sur les effets de la neurotoxicité et de la toxicité pour la reproduction et le développement, car des études de cas humains et épidémiologiques indiquent que ces effets sont possiblement préoccupants. Cent trente-huit études toxicologiques publiées entre 1979 et 2007, qui traitent des effets de la neurotoxicité et sur la reproduction et le développement de l’exposition à l’aluminium par voie orale des rongeurs, des singes et des chiens, ont été examinées dans le cadre de cette évaluation.

Les observations des effets toxiques de l’aluminium peuvent être affectées par la dose, le sel d’aluminium, le régime posologique et le milieu d’exposition ainsi que l’espèce et la race animales, l’âge, le sexe et l’état de santé. Les différentes études issues de la base de données examinée dans le cadre de cette évaluation varient en fonction de tous ces facteurs et des effets particuliers étudiés. De plus, la grande majorité des études comparent les animaux exposés à une dose unique à un groupe témoin. Dans ces études à dose unique, la dose correspondant à une dose minimale avec effet observé (DMEO) ou à une dose sans effet observé (DSEO) est fortement influencée par le choix de la dose administrée du chercheur.

En 2000, dans son rapport sur l’état de la science, Santé Canada a résumé la base de données expérimentale sur la toxicité de l’aluminium comme suit (Environnement Canada et Santé Canada, 2000) :

« Dans les études où des sels d'aluminium ont été administrés par voir orale (dans l'eau potable, les aliments ou par gavage) à des souris, des rats et des singes au stade adulte ou en gestation, au sevrage ou après le sevrage pendant des périodes de temps variables, on a observé une modification de la performance dans divers tests neuro-comportementaux ainsi que des changements pathologiques et biochimiques dans le cerveau. L'interprétation des résultats de plusieurs de ces études est limitée par des protocoles qui visaient à vérifier certaines hypothèses plutôt qu'à examiner une gamme de paramètres neurotoxiques, par l'administration de doses uniques ou par l'absence d'un rapport dose-réponse observé, par l'absence d'information sur les concentrations d'aluminium ou sur la biodisponibilité de l'aluminium contenu dans les régimes de base, par l'utilisation de ligands particuliers visant à accroître l'accumulation d'aluminium et par la taille limitée des groupes. En fait, aucune étude n'a examiné divers paramètres neurologiques (biochimiques, comportementaux ou histo-pathologiques) dans un protocole comportant des groupes recevant des doses multiples. »

Depuis 2000, la base de données sur les effets neurologiques et sur la reproduction et le développement a été considérablement élargie. Mais, les mêmes limites s’appliquent toujours, notamment en ce qui concerne l’importance accordée à la vérification de certaines hypothèses plutôt qu’à l’examen d’une gamme d’effets neurotoxiques, l’administration de doses uniques ou l’absence d’une relation dose-réponse observée et la taille limitée des groupes. Aucune étude n’a examiné la gamme d’effets neurologiques chez des groupes recevant des doses multiplesNote de bas de page 26.

Toutefois, la base de données comprend une gamme d’études réalisée par des chercheurs provenant de différents laboratoires. Prise dans sa totalité, elle démontre la présence d’une toxicité neurologique, pour le développement neurologique et reproductive chez les animaux de laboratoire, incluant des effets moteurs (le test de la tige tournante et la force de préhension, par exemple), sensoriels (réflexe de sursaut, par exemple), cognitifs (les tests du labyrinthe et d’évitement passif, par exemple) et neuropathologiques (dégénérescence neuronale, par exemple) ainsi que des changements biochimiques (des altérations du métabolisme énergétique, des concentrations des oligoéléments dans les tissus et des systèmes de neurotransmission, par exemple).

Bien qu’une seule étude ou un nombre limité d’études ne suffise pas à caractériser la relation dose-réponse, la prise en compte de la base de données dans sa totalité permet d’établir de façon approximative les doses minimales pour lesquelles des chercheurs ont observé à maintes reprises des changements statistiquement significatifs dans les paramètres neurologiques, pour le développement neurologique et/ou reproductifs chez des animaux de laboratoire exposés à des sels d’aluminium par voie orale.

3.2.3 Analyse de la relation exposition-réponse

L’objectif de l’analyse de la relation exposition-réponse était de déterminer les doses minimales pour lesquelles il avait été démontré que l’exposition à l’aluminium par voie orale produisait des effets toxiques importants dans plusieurs études.

Afin de caractériser les doses minimales pour lesquelles l’exposition à l’aluminium par voie orale produit des effets chez les animaux de laboratoire, deux sous-ensembles des études, basés principalement sur la période d’exposition, ont été évalués : a) les effets neurotoxiques chez les adultes à la suite d’une exposition subchronique ou chronique (plus de 90 jours); et b) les effets sur le développement neurologique et la reproduction dans des études d’exposition prénatale et durant la période de lactation. Les études faisant partie de ces sous-ensembles sont brièvement décrites dans les tableaux C1 et C2 (Annexe C). Ces deux périodes d’exposition ont été jugées les plus pertinentes à l’évaluation des risques relatifs à l’exposition à long terme à l’aluminium. Les études se rapportant à d’autres catégories d’âge (animaux jeunes ou plus âgés) sont examinées séparément à la section 3.2.3.1.

Ces sous-ensembles comprennent des études réalisées dans des conditions expérimentales très différentes, notamment en ce qui concerne l’espèce et la race animales, le type de sel d’aluminium administré, le véhicule de l’exposition ainsi que d’autres aspects relatifs à la méthodologie expérimentaleNote de bas de page 27. Il existe aussi une variabilité dans la consignation des doses. Certains chercheurs ajustent la concentration dans l’eau potable pour obtenir une dose constante exprimée en mg Al/kg pc/jour et consignent cette valeur (par exemple, Colomina et al., 2005; Colomina et al., 2002; Roig et al., 2006), tandis que d’autres estiment les doses en mg Al/kg pc/jour à partir des mesures de poids corporel et la consommation d’aliments et d’eau des animaux, mais conservent la même concentration dans l’alimentation tout au long de l’expérience (par exemple, Golub et Germann, 2001b; Golub et al., 2000). Dans d’autres cas, la dose est seulement consignée sous forme de concentration administrée par l’alimentation, l’eau potable ou par gavage, et la dose en mg Al/kg pc/jour est estimée à l’aide des valeurs de référence de Santé Canada (1994) pour le poids corporel et la dose des animaux.

En ce qui concerne les études sur le développement, les doses minimales avec effet observé (DMEO) sont exprimées sous forme de dose maternelle au début de la gestation. Dans les études où la concentration dans l’eau potable ou l’alimentation demeure invariable, cette dose doit généralement être inférieure à la dose reçue en raison de la consommation accrue d’aliments et d’eau lors de la gestation et de la lactation. Toutefois, dans le cadre de l’évaluation des risques pour la santé humaine, c’est la dose maternelle au début de la grossesse qui a été prise en compte, étant un point de comparaison commun entre les études.

La condition commune aux deux sous-ensembles d’études est que la dose expérimentale administrée est le principal contributeur à l’aluminium total. Tel qu’analysé précédemment, la concentration d’aluminium dans la nourriture de laboratoire standard des rongeurs peut être importante, représentant environ 10 mg Al/kg pc/jour chez les rats et 30 mg Al/kg pc/jour chez les souris, pour une concentration typique de 250 ppmNote de bas de page 28. Dans la plupart des études, la concentration dans l’alimentation de base n’est pas mesurée. Cette concentration affecterait considérablement l’analyse de la relation exposition-réponse si : a) la biodisponibilité de l’aluminium contenu dans la nourriture était du même ordre de grandeur que celle de l’aluminium administré; et b) la nourriture de laboratoire contribuait de façon importante à l’exposition à l’aluminium total. Bien que l’on puisse prendre pour hypothèse que l’aluminium dans la nourriture de laboratoire, associé aux ligands de la matrice alimentaire, soit moins soluble et donc moins biodisponible que les sources supplémentaires d'aluminium, il n’existe aucune donnée expérimentale permettant d’évaluer les biodisponibilités relatives de l’aluminium dans la nourriture de laboratoire et des sels d’aluminium ajoutés. Les études pour lesquelles l’alimentation de base n’a pu être quantifiée ont été intégrées dans les deux sous-ensembles seulement si la dose administrée (Da) était probablement supérieure à celle dans l’alimentation de base (soit Da > 10 mg Al/kg pc/jour pour les rats et Da > 30 mg Al/kg pc/jour pour les souris). Cette approche limite l’influence de la concentration inconnue d’aluminium dans l’alimentation de base sur l’analyse de la relation dose-réponse, mais introduit un biais relatif à l’inclusion d’études à faible dose dans l’analyse de la relation exposition-réponseNote de bas de page 29. Cette question est examinée plus en détail lors de l’analyse des incertitudes (section 3.2.3.2).

Des doses et des conditions expérimentales indiquées sans équivoque constituent d’autres conditions s’appliquant lors du rassemblement de ces sous-ensembles. Le sous-ensemble des études chez les adultes ne comportent pas d’études sur les jeunes animaux et ceux plus âgés. Les études fondées sur d’autres périodes d’exposition sont examinées à la section 3.2.3.1.

Les DMEO des études répondant aux conditions décrites ci-dessus sont présentées sous forme graphique à la figure 3.1. Les quatre études pour lesquelles la DMEO d’un effet particulier est aussi associée à une dose sans effet observé (DSEO) sont aussi indiquées. Six autres études des tableaux C1 et C2 n’ont déterminé aucun effet pour les paramètres mesurés (von Linstow Roloff et al., 2002; Domingo et al., 1996; Roig et al., 2006; McCormack et al., 1979; Colomina et al., 1994 et Katz et al., 1984). La prise en compte de ces études est importante lors de l’évaluation de la cohérence de la base de données; elles font donc partie de l’évaluation présentée ci-après. Toutefois, ces études ne font pas partie de la figure 3.1, aucune DMEO ne correspondant aux effets observés.

Les observations suivantes relatives à la relation exposition-réponse de l’aluminium peuvent être tirées des études des tableaux C1 et C2 :

  • Il existe de fortes variations au sein des DMEO signalées (varient de 1 à 663 mg Al/kg pc/jour). Tel qu’évoqué précédemment, ces variations sont prévisibles compte tenu des diverses conditions expérimentales (espèces, races, sel d’aluminium, régimes posologiques, véhicule de dosage, efficacité statistique et effets mesurés).
  • Les études à dose unique ou les études dans lesquelles la DMEO a été observée à la plus faible dose dominent. Les DMEO de la figure 3.1 sont donc possiblement plus élevées que celles pouvant être observées dans des études à doses multiples.
  • Les DMEO des 16 études d’exposition subchronique et chronique portant sur la neurotoxicité chez les adultes varient entre 1 et 500 mg Al/kg pc/jour (doses administrée et combinée -- Da et Dc  -- examinées ensemble). Les effets neuro-comportementaux analysés dans ces études comprenaient la performance dans le labyrinthe aquatique de Morris et des troubles d’apprentissage dans le test de la boîte-navette ainsi que des effets sur les activités réflexe et motrice. Les effets biochimiques comprenaient des altérations au niveau de la neurotransmisssion, une apoptose accrue dans le cerveau, des altérations dans la fluidité de la membrane des vésicules synaptiques et une peroxydation lipidique accrue dans le cerveau.
  • Les DMEO (Da et Dc) des 22 études d’exposition pendant la gestation et la lactation varient entre 29 et 663 mg Al/kg pc/jour. Les effets neuro-comportementaux comprenaient la force de préhension, le réflexe de sursaut, la géotaxie négative et d’autres réflexes, l’apprentissage en labyrinthe, la sensibilité à la température et le développement moteur. Les effets observés sur la reproduction et le développement comprenaient une baisse du nombre de corps jaunes et des sites d’implantation, une réduction des poids placentaire et fœtal ou du poids corporel des petits, une augmentation des malformations squelettiques et un retard dans la maturation sexuelle. De plus, des perturbations au niveau du métabolisme des éléments constitutifs, une altération de la plasticité synaptique dans l’hippocampe, une baisse de la largeur de la gaine de myéline ainsi qu’une peroxydation lipidique accrue et une baisse de l’activité de la superoxyde dismutase et de la catalase dans le cerveau et le cervelet ont été signalées dans des études sur le développement.

Afin d’estimer la dose minimale à laquelle l’exposition à l’aluminium par voie orale provoque des effets neurologiques ou sur la reproduction et le développement significatifs du point de vue toxicologique, les études des tableaux C1 et C2 ont été revues de façon critique. Les limites de la base de données collective présentées précédemment -- incluant l’utilisation d’une dose d’exposition unique, l’examen d’un nombre limité d’effets, le manque d’information sur la concentration d’aluminium dans l’alimentation de base et la taille limitée des groupes -- s’appliquent souvent à ces études aussi. Certaines études ont néanmoins présenté des preuves plus solides que d’autres quant à l’établissement d’une dose à laquelle des effets neurologiques et sur le développement et la reproduction ont été observés. L’analyse suivante se concentre particulièrement sur les études décrivant les DMEO aux doses les plus faibles et évalue les résultats en fonction de trois questions : a) l’utilisation d’une faible dose administrée; b) l’importance toxicologique des différents effets; et c) les forces et les limites méthodologiques et la cohérence des résultats des études.

(a) Utilisation d’une faible dose administrée

La DMEO la plus faible des études de la figure 3.1 a été observée par Huh et al. (2005). Cette étude a signalé une apoptose ainsi qu’une activation de l’activité catalytique des monoamines oxydases A et B dans le cerveau de rats Sprague-Dawley pour une dose combinée de 1 mg Al/kg pc/jour. Le groupe exposé à l’aluminium a reçu du maltolate d’aluminium dans l’eau potable durant une période de 12 mois.

Cette étude a signalé une concentration d’aluminium de 11,5 ppm dans l’alimentation de base. Bien qu’il s’agisse d’une valeur relativement faible pour une nourriture de laboratoire, elle représente (0,6 mg Al/kg pc/jour) néanmoins près du double de la dose d’aluminium administrée (0,38 mg Al/kg pc/jour). L’utilisation d’une dose administrée inférieure à celle dans l’alimentation de base soulève la question de classification erronée de l’exposition chez les animaux, la variabilité normale de la dose entre les animaux pouvant créer un chevauchement entre les deux groupes par rapport à la dose reçue. Il s’agit là de la principale limite de cette étude.

Malgré la très faible dose administrée, il a été constaté, après un an, que les animaux recevant du maltolate d’aluminium avaient quatre fois plus d’aluminium dans le cerveau (462 ng/g) que le groupe-témoin (110 ng/g)Note de bas de page 30. Ceci semble indiquer une augmentation comparable de la fraction d’aluminium absorbée dans le courant sanguin et/ou la quantité d’aluminium distribuée dans le cerveau lorsque l’aluminium est administré sous forme de maltolate d’aluminium. Récemment, Zhou et al. (2008) n’ont trouvé aucune différence statistiquement significative de biodisponibilité orale de l’aluminium entre les sels de citrate, de maltolate et de fluorure dans l’eau potable. Les biodisponibilités mesurées de tous les sels étaient faibles (moyennes estimées de 0,5 %, 0,61 % et 0,35 % pour le maltolate, le citrate et le fluorure respectivement) et environ deux fois plus élevées que la biodisponibilité estimée de l’aluminium dans les aliments (0,1 % à 0,3 % -- voir tableau 2.7), mesurée au moyen d’un même protocole expérimental. Ces résultats semblent indiquer que, bien que le maltolate d’aluminium soit possiblement plus biodisponible, l’augmentation ne suffit pas à expliquer les résultats de Huh et al. (2006).

Compte tenu de l’incertitude associée à l’augmentation des concentrations dans le cerveau indiquée dans l’étude de Huh et al. (2005) et de la limite méthodologique associée à l’évaluation d’une dose administrée inférieure à celle dans l’alimentation de base, l’étude de Huh et al. (2005) n’a pas été retenue pour estimer la dose minimale à laquelle des effets neurologiques sont susceptibles de se produire.

D’autres études avec des doses relativement faibles administrées pendant des périodes d’au moins 12 semaines ont aussi signalé des effets neurotoxiques. Ces études n’ont pas été prises en compte lors de l’analyse de la relation exposition-réponse, la concentration d’aluminium dans la nourriture de laboratoire n’étant pas indiquée; contrairement à l’étude de Huh et al. (2005), la contribution relative de l’aluminium dans l’alimentation de base n’a pu être évaluée. Toutefois, il est à noter que les DMEO variant de 0,07 à 22 mg Al/kg pc/jour (dose administrée) ont été associées à une importante augmentation de la concentration d’aluminium dans le cerveau et des effets neuro-comportementaux ou histo-pathologiques (se référer à Kaur et Gill, 2006; Kaur et al., 2006; Varner et al., 1993; Varner et al., 1994; Varner et al., 1998; Somonova et al., 1997; Fleming et Joshi, 1987; Kaneko et al., 2004; et Abd-Elgahaffar et al., 2005). Ces résultats ont été obtenus pour différentes espèces et pour différents sels d’aluminium administrés dans l’eau potable ou par gavage. La possibilité d’effets neurologiques significatifs du point de vue toxicologique à cette faible dose ne peut donc pas être écartée. La difficulté d’interprétation des résultats de ces études souligne toutefois l’importance : a) de quantifier la concentration d’aluminium dans l’alimentation de base et l’eau potable; et b) d’utiliser une alimentation à faible teneur en aluminium dans les études pour lesquelles la dose administrée est aussi très faible.

Les résultats associés au fluorure d’aluminium des études ci-dessus sont particulièrement préoccupants en raison de la présence de ces deux ions dans l’eau potable, naturellement ou par ajout durant le procédé de traitement. Suite à l’observation de concentrations accrues d’aluminium dans le cerveau associées à l’administration d’une faible dose de fluorure d’aluminium, Varner et al. (1993), Varner et al. (1994) ainsi que Varner et al. (1998) ont indiqué que le fluorure pouvait accroître l’absorption d’aluminium par le cerveau. À l’heure actuelle, la base de données scientifique est très limitée en ce qui a trait à la toxicocinétique et aux effets sur la santé du fluorure d’aluminium.

(b) Importance toxicologique de différents effets

Les DMEO des 16 études d’exposition subchronique et chronique chez les adultes varient entre 19 et 500 mg Al/kg pc/jour (doses administrée et combinée -- Da et Dc -- examinées ensemble et excluant l’étude de Huh et al. (2005)). En ce qui concerne les effets neuro-comportementaux (la performance dans le labyrinthe aquatique de Morris, des troubles d’apprentissage dans le test de la boîte-navette et l’activité motrice), les DMEO des sept études pertinentes varient entre 40 et 500 mg Al/kg pc/jour (Da et Dc), avec quatre études ayant des DMEO à des Da allant de 40 à 70 mg Al/kg pc/jour (Commissaris et al., 1982; Lal et al., 1993; Gong et al., 2005; Mameli et al., 2006). Les effets neuro-comportementaux examinés font partie intégrante des tests neuro-comportementaux standards et les troubles d’apprentissage sont considérés comme importants du point de vue toxicologique pour les animaux de laboratoire.

Les effets biochimiques observés dans les autres études, notamment des altérations au niveau des systèmes de neurotransmission, des altérations dans la fluidité de la membrane des vésicules synaptiques et une peroxydation lipidique accrue dans le cerveau, ont été associés à des DMEO variant entre 19 et 420 mg Al/kg pc/jour. Bien que ces observations soient pertinentes à l’interprétation des résultats des tests neuro-comportementaux et qu’elles fournissent une preuve solide de neurotoxicité par d’autres effets ainsi que des informations sur les mécanismes d’action, elles sont plus difficiles à évaluer quant à leur importance toxicologique. C’est pour cette raison que les études portant sur ces effets se sont vues accorder moins d’importance lors de l’évaluation de la relation exposition-réponse que celles qui incluaient les effets neuro-comportementaux.

Les DMEO (Da et Dc) des 22 études d’exposition pendant la gestation et la lactation varient entre 29 et 663 mg Al/kg pc/jour. En ce qui concerne les effets neuro-comportementaux (la force de préhension, le réflexe de sursaut, la géotaxie négative et d’autres réflexes, l’apprentissage en labyrinthe et la sensibilité à la température, et le développement moteur), les DMEO (doses administrées) varient entre 50 et 155 mg Al/kg pc/jour, avec les DMEO de deux études chutant entre 50 et 60 mg Al/kg pc/jour (Colomina et al., 2005; Golub et Germann, 2001b).

En ce qui a trait aux paramètres de la reproduction, la DMEO la plus faible a été signalée par Belles et al. (1999) qui ont administré 29 mg Al/kg pc/jour sous forme de nitrate d’aluminium par gavage à des souris gravides; ils ont observé une hausse des naissances prématurées et une réduction du poids fœtal. Une réduction du poids à la naissance ou fœtal a aussi été observée par Colomina et al. (1992) ainsi que Sharma et Mishra (2006) à des DMEO variant entre 50 et 70 mg Al/kg pc/jour. Des effets morphologiques ont aussi été observés chez les petits des deux dernières études.

Les effets moteurs, réflexes et cognitifs examinés dans les études sur le développement ainsi que les paramètres de la reproduction, notamment la croissance fœtale et les variations morphologiques, font partie intégrante des tests neuro-comportementaux et sont considérés comme importants du point de vue toxicologique.

(c) Évaluation de la méthodologie et de la consistance des résultats des études ayant des DMEO inférieures à 70 mg Al/kg pc/jour

Les méthodologies et les résultats des études susmentionnées ayant des DMEO inférieures à 70 mg Al/kg pc/jour provoquant des effets neuro-comportementaux ou sur la reproduction et le développement ont été comparés afin de caractériser la force de la preuve liée aux effets observés à ces doses. En ce qui a trait aux effets neuro-comportementaux chez des adultes exposés pendant plus de 90 jours, quatre études ont évaluées : Mameli et al. (2006), Gong et al. (2005), Lal et al. (1993) ainsi que Commissaris et al. (1982). Les études sur le développement et la reproduction comprenaient celles de Sharma et Mishra (2006), de Belles et al. (1999), de Colomina et al. (1992), de Colomina et al. (2005) ainsi que de Golub et Germann (2001b). Des études dans lesquelles des DSEO ont été observées pour ces mêmes effets sont également analysées.

Effets neuro-comportementaux chez les adultes

Les quatre études neuro-comportementales chez les adultes ont été réalisées sur des rats, avec du chlorure d’aluminium dans l’eau potable (Gong et al., 2005; Mameli et al., 2006; Lal et al., 1993) ou l’alimentation (Commissaris et al,. 1982), durant 90 jours à 11 mois.

De nombreuses faiblesses ont été relevées dans les études de Commissaris et al. (1982) ainsi que de Gong et al. (2005). Tout d’abord, l’information sur l’exposition apparaissant dans les deux rapports était exprimée sous forme de concentrations dans les aliments ou l’eau potable et il n’y figurait aucune information sur les taux d’absorption ou le poids corporel des animaux. Les doses administrées (50 et 60 mg Al/kg pc/jour, respectivement) ont donc été calculées à partir de valeurs d’absorption et de poids corporels par défaut (se référer à Santé Canada, 1994) et sont associées à une plus grande incertitude que si elles avaient été déterminées à la suite d’observations expérimentales par les chercheurs. De plus, la concentration d’aluminium dans l’alimentation de base n’a pas été indiquée dans les deux études, ne permettant donc pas de calculer la dose combinée.

Les études de Commissaris et al. (1982) ainsi que de Gong et al. (2005) étaient aussi limitées par l’utilisation d’une dose unique d’aluminium et par l’absence d’un groupe recevant du chlorure de sodium. Une relation dose-réponse n’a donc pu être examinée et les effets observés n’ont pu être attribués avec certitude à l’ion d’aluminium. Il serait bon d’ajouter que ces deux études avaient pour objectif principal d’examiner l’influence d’autres substances sur la toxicité de l’aluminium -- hormone parathyroïdienne et extrait de feuilles de Ginkgo biloba, respectivement -- et non d’évaluer la toxicité de l’aluminium à différentes concentrations pour différents paramètres.

Dans l’étude de Lal et al. (1993), des rats mâles adultes albinos Druckrey ont été exposés à une dose administrée de 52 mg Al/kg pc/jour dans l’eau potable pendant 180 jours. Bien que cette dose ne figure pas directement sous cette forme, des informations données sur la consommation d’eau quotidienne et le poids corporel moyen ont permis de la calculer à partir des données expérimentales. Cette étude comprenait une série d’effets comportementaux, biochimiques et histo-pathologiques. Les chercheurs ont observé une baisse de l’activité motrice spontanée et des troubles d’apprentissage dans les tests de la boîte-navette et en labyrinthe, en plus d’une peroxydation lipidique accrue et d’une baisse des activités Mg2+-ATPase et Na+/K+-ATPase dans le cerveau. La concentration d’aluminium dans les différentes régions du cerveau a considérablement augmenté chez les animaux exposés à l’aluminium, mais aucune altération pathologique n’a été observée.

L’étude de Lal et al. (1993) est plus instructive que celles de Commissaris et al. (1982) et de Gong et al. (2005) du point de vue de l’évaluation de la relation exposition-réponse, car la dose est plus précise, la teneur en aluminium dans le cerveau a été mesurée et des effets fondés sur des observations systématiques ont été examinés. L’étude est limitée par l’utilisation d’une dose unique, l’absence d’un groupe exposé à du chlorure de sodium et un manque d’information sur la concentration d’aluminium dans l’alimentation de base. En supposant une concentration d’aluminium de 250 ppm dans la nourriture de laboratoire (ATSDR, 2006), la dose approximative d’aluminium serait de 13 mg Al/kg pc/jour, produisant une dose combinée estimée de 65 mg Al/kg pc/jour dans l’étude de Lal et al. (1993).

Il serait bon de noter que les DSEO liées aux troubles d’apprentissage dans les tests en labyrinthe et de la boîte-navette ont été observées chez des adultes exposés à l’aluminium à des doses de 100 et 140 mg Al/kg pc/jour par Domingo et al. (1996) et VonLinstow Roloff et al. (2002), respectivement. Dans l’étude de Domingo et al. (1996), l’aluminium a été administré à des rats sous forme de nitrate d’aluminium avec du citrate dans l’eau potable pendant 6,5 mois. Von Linstow Roloff (2002) a administré du sulfate d’aluminium dans l’eau potable à des rats pendant sept mois.

De ces quatre études, seule celle de Mameli et al. (2006) portait sur plus d’un groupe n'ayant reçu qu'une seule dose, ce qui a permis d’établir une DMEO de 43 mg Al/kg pc/jour et une DSEO de 22 mg Al/kg pc/jour. Pour cette dose administrée, les chercheurs ont constaté une altération du réflexe vestibulo-oculaire chez des rats mâles d’âges variés (3, 10 et 24 mois) exposés à du chlorure d’aluminium dans l’eau potable. D’importantes augmentations d’aluminium ont été observées dans des régions du cerveau (tronc cérébral- cervelet et cerveau). Cette étude a non seulement utilisé 20 animaux par dose et par groupe d’âge, mais aussi un groupe d’exposition pour le sel, dans ce cas-ci du chlorure de sodium, pour s’assurer que les effets observés pouvaient être plus clairement attribuables à l’aluminium et non à l’ion de chlorure. Toutefois, il est à noter qu’il n’existe aucune autre étude confirmant les effets de l’aluminium sur le réflexe vestibulo-oculaire, car cet effet n’a été évalué par aucun autre chercheur.

La concentration d’aluminium dans l’alimentation de base de l’étude de Mameli et al. (2006) a été mesurée sans être clairement indiquée, alors que la consommation d’aliments n’a pas été mesurée. La DMEO de 43 mg Al/kg pc/jour est donc la dose administrée. La dose combinée est estimée à environ 50 mg Al/kg pc/jour, établie à partir des valeurs par défaut de l’apport alimentaire des rats

Compte tenu des DMEO et DSEO associées à des effets neuro-comportementaux chez les adultes ainsi que des doses combinées possibles, des troubles d’apprentissage et des altérations des réflexes peuvent être observés entre environ 50 et 65 mg Al/kg pc/jour, en se basant sur les DMEO de Mameli et al. (2006) et de Lal et al. (1993) exprimées sous forme de dose combinée estimée.

Effets sur la reproduction

En ce qui a trait aux effets sur la reproduction, la DMEO la plus faible de la figure 3.1 est associée à l’étude de Belles et al. (1999). Dans cette étude, des souris ont été exposées à du nitrate d’aluminium par gavage entre le 6e et le 15e jour de gestation à une dose de 29 mg Al/kg pc/jour. En plus du groupe témoin, un groupe a reçu du nitrate de sodium à une dose similaire de nitrate. Une forte mortalité (52 %), qui n’a pas été observée dans d’autres études sur le développement dans lesquelles du nitrate d’aluminium ou d’autres sels d’aluminium ont été administrés à des doses semblables ou supérieures, a été observée dans cette étude chez les souris gravides exposées à l’aluminium. Un gain de poids corporel plus faible chez les mères pendant la gestation et un poids corporel fœtal plus faible ont aussi été observés. Le nombre de naissances prématurées était aussi plus élevé chez les animaux exposés à l’aluminium que dans le groupe témoin, mais il n’y avait aucune différence importante à cet égard avec le groupe exposé au nitrate de sodium.

Cette étude s’est limitée à une dose unique et la teneur en aluminium dans l’alimentation de base n’a pas été mesurée. Le manque d’information sur l’alimentation de base est particulièrement important dans les études sur des souris en raison de leur faible poids corporel. Une nourriture de laboratoire contenant 250 ppm d’aluminium correspond à une dose d’environ 33 mg Al/kg pc/jour, qui est d’ailleurs plus élevée que la dose administrée dans cette étude.

Un gain de poids corporel maternel et un poids fœtal plus faibles chez les animaux exposés à l’aluminium ont aussi été observés aux DMEO des études de Sharma et Mishra (2006) et de Colomina et al. (1992). Une baisse importante du poids des petits a aussi été observée à des doses plus élevées d’environ 100 mg Al/kg pc/jour dans les études de Golub et Germann (2001b) et de Colomina et al. (2005).

Dans l’étude de Sharma et Mishra (2006), des rats ont reçu par gavage 70 mg Al/kg pc/jour sous forme de chlorure d’aluminium pendant la gestation et la lactation. En plus des effets sur le poids fœtal, les auteurs ont observé une augmentation des malformations squelettiques et du stress oxydatif dans le cerveau des mères, des fœtus et des nourrissons. Dans cette étude, la dose est basée sur le poids maternel mesuré. Aucune information portant sur l’alimentation de base n’a toutefois été incluse. La dose combinée, déterminée à partir d’une concentration de 250 ppm d’aluminium dans une nourriture de laboratoire typique et des valeurs par défaut de Santé Canada (1994), est estimée à environ 83 mg Al/kg pc/jour.

Colomina et al. (1992) ont administré par gavage du lactate d’aluminium à des souris. Une DMEO de 57,5 mg Al/kg pc/jour (dose administrée), liée à une incidence accrue d’effets morphologiques (fente palatine et retard de l’ossification pariétale) et à un poids fœtal plus faible, a été observée. Cette étude n’a pas indiqué la teneur en aluminium dans l’alimentation de base. En supposant 42 ppm d’aluminium -- concentration indiquée dans la nourriture de laboratoire utilisée par ce groupe de recherche lors d’autres expériences -- la dose estimée dans l’alimentation de base serait d’environ 5,5 mg Al/kg pc/jour, basée sur les valeurs par défaut de poids corporel et de consommation d’aliments chez les souris de Santé Canada (1994). La dose combinée est alors estimée à 63 mg Al/kg pc/jour.

Contrairement aux résultats ci-dessus, McCormack et al. (1979) n’ont relevé aucune différence dans la croissance fœtale et aucune anomalie squelettique chez des rats ayant consommé du chlorure d’aluminium à des doses de 25 et 50 mg Al/kg pc/jour pendant la gestation. Colomina et al. (1994) n’ont constaté aucune différence dans le poids corporel maternel et la croissance fœtale et aucune variation morphologique chez des souris exposées par gavage à 104 mg Al/kg pc/jour d’hydroxyde d’aluminium durant la gestation. Ce résultat est peut-être causé par la plus faible solubilité et donc la plus faible biodisponibilité du sel d’hydroxyde.

Compte tenu des DMEO et DSEO associées à des effets sur la reproduction ainsi que des doses combinées possibles, de plus faibles poids corporels fœtal et des petits peuvent être observés à partir d’environ 60 mg Al/kg pc/jour (Colomina et al. (1992), p. ex.). L’étude de Belles (1999) dans laquelle une DMEO de 29 mg Al/kg pc/jour liée à un poids fœtal plus faible a été observée s’est vue accordée moins d’importance dans le cadre de cette évaluation en raison de l’incertitude liée au fort taux de mortalité maternelle observé chez les animaux exposés et de la contribution plus importante de l’alimentation de base que de la dose administrée à l’exposition à l’aluminium.

Effets sur le développement neurologique

En ce qui a trait aux effets sur le développement neurologique, les DMEO les plus faibles de la figure 3.1 sont associées aux études de Colomina et al. (2005) et de Golub et Germann (2001b). Ces deux études ont porté sur l’exposition pendant la gestation et la lactation. Leurs conditions expérimentales qui diffèrent à bien des égards sont décrites brièvement ci-dessous.

Colomina, Roig et al. (2005) ont exposé des rats femelles Sprague-Dawley à 0, 50 ou 100 mg Al/kg pc/jour de nitrate d’aluminium dans l’eau potable avec des acides citriques, en combinaison avec une dose dans l’alimentation de base d’environ 3 mg Al/kg pc/jour. Cette exposition à l’aluminium s’est poursuivie durant la gestation, la lactation et la vie des mères.

Les effets maternels de l’administration d’aluminium comprenaient une baisse de la consommation alimentaire (avec un poids corporel plus faible) durant la gestation et la lactation et de la consommation d’eau durant la lactation pour le groupe recevant une dose de 100 mg Al/kg pc/jour. Aucun effet n’a été observé quant à la durée de la gestation, le nombre de portées ou le nombre de fœtus par portée. En ce qui concerne les petits, un important retard dans la maturation sexuelle chez les mâles du groupe recevant une dose de 100 mg Al/kg pc/jour et chez les femelles recevant 50 et 100 mg Al/kg pc/jour a été observé. Une diminution plus importante de la force de préhension des membres antérieurs a été observée chez les mâles du groupe recevant 100 mg Al/kg pc/jour 11 jours après la naissance que chez le groupe témoin.

La performance des rats traités à l’aluminium (50 mg Al/kg pc/jour) était bien supérieure à celle du groupe témoin dans une tâche d’apprentissage spatial en labyrinthe aquatique. Les petits du groupe recevant 100 mg Al/kg pc/jour n’ont pas été évalués dans le labyrinthe aquatique en raison de la consommation d’aliments et d’eau transformés par les mères de ce groupe. Aucune différence n’a été observée chez les animaux exposés à l’aluminium en ce qui a trait au réflexe de redressement sur une surface, à la géotaxie négative ou à l’activité en enceinte expérimentale. Les auteurs ont aussi mesuré la concentration d’aluminium dans les régions du cerveau, mais n’ont constaté aucune augmentation chez les animaux exposés à l’aluminium.

L’étude de Golub et Germann (2001b) a examiné les effets à long terme des expositions prénatales à l’aluminium et d’une sous-alimentation chez les souris Swiss-Webster. L’alimentation de base a été conçue pour simuler le régime alimentaire habituel des jeunes femmes américaines par rapport aux apports estimés en phosphate, calcium, fer, magnésium et zinc. Après la période d’accouplement, les mères ont été exposées à l’aluminium dans l’alimentation sous forme de lactate d’aluminium. Les doses, estimées au début de la gestation, étaient inférieures à 1 mg Al/kg pc/jour et environ égales à 10, 50 et 100 mg Al/kg pc/jour.

Les mères ont été exposées durant toute la période de gestation et de lactation. Suite au sevrage après 21 jours, les petits ont reçu la même alimentation que leur mère pendant deux semaines (mais leurs doses par kg étaient supérieures). Aucun effet n’a été observé quant au nombre de mères gravides, à la durée de la gestation, à la prise de poids des mères (jour de gestation 0 au 15e jour de gestation), à la taille des portées ou au poids à la naissance. Après le sevrage, les mâles et les femelles des deux groupes recevant la plus forte dose pesaient sensiblement moins que ceux du groupe témoin, bien qu’à partir du 35e jour après la naissance, cet effet n’a été noté que chez le groupe recevant la dose la plus élevée.

La progéniture femelle du groupe recevant la dose la plus élevée (exposition maternelle de 100 mg Al/kg pc/jour) était plus lente dans l’apprentissage en labyrinthe à l’âge de trois mois, comme l’ont démontré les plus longues périodes de latence lors des trois premières sessions d’une série de quatre sur l’apprentissage. Tous les groupes traités à l’aluminium avaient rattrapé le groupe témoin lors de la quatrième session. Des différences ont également été constatées chez les groupes traités à l’aluminium dans les essais de relocalisation des repères pour lesquels la période de latence était sensiblement plus longue pour les deux doses les plus élevées (50 et 100 mg Al/kg pc/jour) que pour le groupe témoin.

Lors de l’administration de tests moteurs à la progéniture mâle âgée de cinq mois, les mâles du groupe recevant la plus forte dose (exposition maternelle de 100 mg Al/kg pc/jour) avaient une force de préhension des membres postérieurs beaucoup plus faible et un plus grand nombre de rotations dans le test de la tige tournante (l’animal perdait pied). En ne prenant en compte que la charge corporelle, seuls les résultats de la tige tournante demeurent significatifs.

Les études de Colomina et al. (2005) ainsi que de Golub et Germann (2001b) sont supérieures du point de vue méthodologique à bien des égards à la plupart des études des tableaux C1 et C2. Elles utilisent deux doses en plus d’un groupe témoin, quantifient la dose d’aluminium associée à l’alimentation de base et examinent une gamme d’effets sur la reproduction et le développement neurologique. L’étude de Colomina et al. (2005) mesure la concentration d’aluminium dans différentes régions du cerveau. Par contre, l’utilisation, dans l’étude de Golub et Germann (2001b), d’un protocole expérimental permettant de mesurer l’influence de la sous-alimentation, limite les comparaisons à d’autres résultats d’études portant sur la toxicité de l’aluminium, n’incluant aucun groupe ayant des doses d’aluminium équivalentes et une alimentation standard.

La possibilité d’une relation dose-réponse biphasique complique l’interprétation des résultats de tests cognitifs et moteurs des études examinant les effets de l’exposition à l’aluminium. Par exemple, dans l’étude de Roig et al. (2006), des rats ont reçu du nitrate d’aluminium dans l’eau potable pendant la gestation et la lactation à des doses administrées de 50 et 100 mg Al/kg pc/jour. Aucune différence n’a été constatée entre l’activité motrice des petits exposés à l’aluminium et celle du groupe témoin. Toutefois, les animaux exposés à 50 mg Al/kg pc/jour ont amélioré leur performance d’apprentissage en labyrinthe. La performance des animaux exposés à 100 mg Al/kg pc/jour était sensiblement inférieure à celle des animaux exposés à 50 mg Al/kg pc/jour, mais pas sensiblement différente du groupe témoin. Colomina et al. (2005) ont aussi observé une meilleure performance en labyrinthe des animaux exposés à l’aluminium, bien qu’aucun test lié à cet effet n’ait été réalisé pour le groupe ayant la plus forte exposition.

Une baisse de la performance dans les tests d’apprentissage ou moteurs peut être observée chez les animaux exposés avant la naissance ou pendant la lactation à des doses maternelles combinées minimales d’environ 50 mg Al/kg pc/jour dans les études sur le développement neurologique décrites ci-dessus. Il existe, cependant, une importante variabilité des résultats des études quant à ces effets, ce qui indique la possibilité d’une relation dose-réponse biphasique par rapport à l’apprentissage en labyrinthe.

3.2.3.1 Études liées à d’autres étapes de la vie

Des études portant sur des animaux de laboratoire se sont concentrées sur des étapes de la vie qui ne sont pas prises en compte dans les sous-ensembles abordés plus haut. Elles sont décrites ci-dessous.

Golub et Keen (1999) ont étudié les effets du lactate d’aluminium administré dans l’alimentation pendant quatre ou huit semaines, à des doses de 17, 78, 122 et 152 mg Al/kg pc/jour, à des souris ayant atteint la puberté. Une association importante entre la dose d’aluminium et un poids plus faible du cerveau a été observée chez la cohorte de quatre semaines à 152 mg Al/kg pc/jour, mais pas chez celle de huit semaines, indiquant que les effets sont réversibles chez les jeunes animaux, bien que l’exposition se poursuive. Toutefois, il n’y avait pas d’effets constants pour le réflexe de sursaut et la force de préhension

Rajasekaran (2000) a administré 53 mg Al/kg pc/jour de chlorure d’aluminium par gavage pendant 30 jours à des rats mâles Wistar ayant atteint la puberté. Le test réalisé à la fin de la période d’exposition a indiqué une baisse de l’activité motrice spontanée chez les rats exposés, mais pas d’effets sur la coordination motrice. Une baisse de l’activité de l’acétylcholinestérase a été observée dans le cerveau, mais pas dans le cervelet ou le tronc cérébral.

Fattoretti et al. (2004) ont administré 31 mg Al/kg pc/jour de chlorure d’aluminium dans l’eau potable pendant six mois à des rats âgés de 22 mois. Ils ont observé une augmentation des oligoéléments et de l’aluminium dans les régions du cerveau ainsi qu’une zone plus vaste occupée par les fibres moussues dans le sous-champ CA3 de l’hippocampe. Aucun effet neuro-comportemental n’a été examiné dans cette étude.

Colomina et al. (2002) ont administré du nitrate d’aluminium dans l’eau potable (avec de l’acide citrique) pendant 114 jours à des rats âgés de 18 mois en début d’expérience. La dose pondérée sur une période de quatre mois était de 94 mg Al/kg pc/jour. Ils ont observé une baisse de la charge corporelle moyenne chez les rats plus âgés exposés à l’aluminium, mais pas de différence dans la concentration d’aluminium dans le cerveau. Aucun effet n’a été observé dans les tests d’évitement passif ou dans l’activité en enceinte expérimentale. Toutefois, le pourcentage de synapses perforés dans le cerveau a augmenté avec l’âge et l’exposition à l’aluminium

Une récente étude de Walton (2007a, 2007b) a examiné les effets neurotoxiques sur des rats exposés, à partir de l’âge de 12 mois, à des doses combinées de 0,4 et 1,6 mg Al/kg pc/jour qui simulent les bornes inférieure et supérieure de l’exposition humaine actuelle. Deux des six rats du groupe à exposition élevée ont développé d’importants troubles dans les tests de mémoire en vieillissant et leur cerveau a été examiné quant à sa surcharge en aluminium et l’inhibition de l’activité de la protéine phosphatase 2 (une importante enzyme détruisant le phosphate et qui est active contre l’hyperphosphorylation de la protéine tauNote de bas de page 31). Cette étude, limitée par la petite taille des groupes, n’a pas constaté de différences entre les deux groupes exposés à l’aluminium, et ne permet donc pas de tirer de conclusion quant au lien entre les effets biochimiques et comportementaux observés et l’exposition à l’aluminium.

3.2.3.2 Détermination du niveau préoccupant et des incertitudes qui y sont associées

En se basant sur les 43 études des tableaux C1 et C2 et sur des études additionnelles portant sur d’autres groupes d’âge, il est recommandé de considérer la dose de 50 mg Al/kg pc/jour, exprimée sous forme de dose combinée d’aluminium total, comme la dose à laquelle des effets neurologiques et sur la reproduction et le développement sont observés à maintes reprises dans les études animales.

Bien que la dose de 50 mg Al/kg pc/jour soit une estimation de la borne inférieure de la gamme de DMEO observées dans différentes conditions expérimentales, elle n’est pas considérée comme une estimation trop prudente de l’effet préoccupant. Tel qu’examiné précédemment, il existe deux sources de biais qui tendent à exclure la prise en compte de valeurs de DMEO plus faibles dans la caractérisation ci-dessus : a) les études à faible dose n’ont pas été prises en compte si la dose administrée était inférieure à la dose possible dans l’alimentation de base; et b) les DMEO issues d’études à dose unique sont susceptibles d’être des surestimations des effets réels. La dose de 50 mg Al/kg pc/jour a toutefois provoqué des effets neurotoxiques sur la reproduction et le développement chez des animaux de laboratoire de façon plus systématique dans diverses conditions expérimentales que des doses plus faibles. Ce niveau d’exposition a donc été retenu comme le niveau préoccupant pour les effets neurotoxiques, sur le développement neurologique et la reproduction pour la caractérisation des risques pour la santé humaine.

Figure 3.1 : Rassemblement des DMEO provenant des deux grands sous-ensembles d’études (exposition des adultes > 90 jours et Reproduction/Développement) prises en compte dans l’analyse de la relation exposition-réponse

Graphique indiquant le rassemblement des DMEO provenant de deux grands sous-ensembles d'études

Les nombres représentent les 38 études (voir les tableaux C1 et C2) énumérées ci-dessous pour lesquelles des DMEO ont été observées. La DMEO est exprimée sous forme de dose combinée lorsque la concentration d’aluminium dans l’alimentation de base a été quantifiée. Les DSEO associées à des DMEO sont aussi indiquées.

Études de référence et effets
Études sur la reproduction et le développement
  1. Bernuzzi et al., 1986 : réduction du poids corporel des petits, altération de la géotaxie négative.
  2. Golub et al., 1987 : réduction du poids à la naissance, gain de poids corporel plus faible chez les petits.
  3. Bernuzzi et al., 1989 :
    1. Altération de la coordination locomotrice;
    2. Altération du réflexe de redressement sur une surface;
    3. Altération du réflexe de préhension.
  4. Muller et al., 1990 : altération de la géotaxie négative, baisse de la performance dans les tests de suspension et de coordination locomotrice.
  5. Gomez et al., 1991 : réduction du poids corporel fœtal, nombre accru de variations squelettiques.
  6. Colomina et al. 1992 : toxicité pour la mère, réduction du poids corporel fœtal (lactate d’aluminium), incidence accrue d’effets morphologiques (lactate d’aluminium).
  7. Misawa et Shigeta, 1993 : toxicité pour la mère, réduction du poids des petits, retard dans le détachement du pavillon de l’oreille et de l’ouverture des yeux chez les femelles, retard du réflexe de sursaut auditif chez les mâles.
  8. Golub et al., 1993 : effets sur le métabolisme du manganèse.
  9. Golub et al., 1994 : baisse du réflexe de sursaut auditif.
  10. Poulos et al., 1996 : expression retardée des protéines phosphorylées à poids moléculaire élevé des neurofilaments du diencéphale, toxicité pour la mère.
  11. Golub et al., 1996 : plus faible rétention du manganèse et du fer.
  12. Verstraeten et al., 1998 : hausse des teneurs en phospholipides et galactolipides de la myéline du cerveau, peroxydation lipidique accrue.
  13. Llansola et al., 1999 : réduction du poids corporel des petits, réduction du nombre de cellules dans le cervelet, désagrégation des microtubules et mort de neurones en cultures de neurones cérébelleux.
  14. Belles et al., 1999 : mortalité maternelle accrue et hausse des naissances prématurées, réduction du poids corporel fœtal.
  15. Golub et Tarara, 1999 : baisse de la largeur de la gaine de myéline.
  16. Golub et al., 2000 : diminution de la force de préhension des membres antérieurs et postérieurs, sensibilité réduite à la température.
  17. Golub et Germann, 2001b :
    1. Baisse de la performance dans le test de la tige tournante (mâles);
    2. Gain de poids corporel plus faible chez les petits, troubles d’apprentissage en labyrinthe quant à l’utilisation des repères (femelles).
  18. Wang et al., 2002a : réduction du poids corporel, altérations de la plasticité synaptique dans le gyrus dentelé de l’hippocampe.
  19. Chen et al., 2002 : altérations de la plasticité synaptique dans le gyrus dentelé de l’hippocampe.
  20. Nehru et Anand, 2005 : peroxydation lipidique accrue, baisse de l’activité de la superoxyde dismutase et de la catalase dans le cerveau et le cervelet.
  21. Colomina et al., 2005 :
    1. Diminution de la force des membres antérieurs chez les mâles;
    2. Retard dans la maturation sexuelle.
  22. Sharma et Mishra, 2006 : baisse du nombre de corps jaunes et de sites d’implantation, réduction des poids placentaire et fœtal, augmentation des malformations squelettiques, augmentation du stress oxydatif dans le cerveau des mères/fœtus et des nourrissons.
Études d’exposition de plus de 90 jours chez les adultes
  1. Commissaris et al., 1982 : baisse de l’activité motrice, troubles d’apprentissage (boîte-navette).
  2. Johnson et al., 1992 : baisse de la protéine-2 associée aux microtubules et de la spectrine dans l’hippocampe.
  3. Golub et al., 1992 : baisse de l’activité motrice, de la force de préhension des membres postérieurs, et du réflexe de sursaut auditif et de sursaut déclenché par une bouffée d’air.
  4. Lal et al., 1993 : baisse de l’activité motrice spontanée, troubles d’apprentissage (boîte-navette, labyrinthe), peroxydation lipidique accrue dans le cerveau, baisse des activités Mg2+-ATPase et Na+/K+-ATPase.
  5. Florence et al., 1994 : vacuolisation cytoplasmique des astrocytes et des neurones.
  6. Gupta et Shukla, 1995 : peroxydation lipidique accrue dans le cerveau.
  7. Zatta et al., 2002 : activité accrue de l’acétylcholinestérase.
  8. Silva et al., 2002 : augmentation de la fluidité de la membrane des vésicules synaptiques, diminution du ratio phospholipides/cholestérol au niveau des synaptosomes.
  9. Flora et al., 2003 : peroxydation lipidique accrue dans le cerveau.
  10. Jing et al., 2004 : baisse de la performance dans le labyrinthe aquatique de Morris, perturbations au niveau des synapses de l’hippocampe et du cortex frontal.
  11. Gong et al., 2005 : baisse de la performance dans le labyrinthe aquatique de Morris.
  12. Shi-Lei et al. 2005: baisse de la performance dans le labyrinthe aquatique de Morris, baisse de la potentialisation à long terme observée sur des tranches d’hippocampe.
  13. Silva et al., 2005 : baisse de l’activité Na+/K+-ATPase dans les vésicules synaptiques du cortex cérébral.
  14. Huh et al., 2005 : apoptose induite dans le cerveau, efficacité accrue des monoamines oxydases et augmentation de l’activité des caspases 3 et 12 dans le cerveau.
  15. Rodella et al., 2006 : baisse des neurones nitrergiques dans le cortex somatosensoriel.
  16. Mameli et al. 2006: altération du réflexe vestibulo-oculaire.

3.2.4 Caractérisation des risques pour la santé humaine liés au chlorure d’aluminium, au nitrate d’aluminium et au sulfate d’aluminium

Tel que noté dans l’introduction, trois sels d’aluminium, soit le chlorure, le nitrate et le sulfate, ont été placés sur la Liste des substances d'intérêt prioritaire (LSIP) afin d’être évalués. Bien que les données de l’évaluation ne permettent pas de quantifier de façon précise l’exposition associée à des sels particuliers, il est tout de même possible d’estimer qualitativement leur contribution relative aux différents milieux environnementaux (voir tableau 3.2).

L’exposition aux sels de sulfate et de chlorure est censée provenir de l’eau potable, ces sels étant principalement utilisés pour le traitement de l’eau comme le démontrent leurs modèles d’utilisation décrits à la section 2.2.1. Le sulfate d’aluminium a un usage limité, d’autres additifs alimentaires contenant de l’aluminium étant plus largement utilisés. L’utilisation du nitrate d’aluminium est plus limitée que celle des sels de sulfate et de chlorure. Il est utilisé dans les engrais et comme réactif chimique dans plusieurs industries; il ne contribue probablement pas de façon importante à l’aluminium dans les aliments et le sol, les principales voies d’exposition à l’aluminium total.

Selon ces modèles d’utilisation, l’eau potable est le seul milieu où l’utilisation de ces sels influe fortement sur la concentration moyenne. Bien que la contribution de l’aluminium issu de ces sels ne puisse être quantifiée de façon précise, il est présumé que la totalité de l’aluminium dans l’eau potable provient du chlorure et du sulfate d’aluminium afin de comparer quantitativement le niveau d’exposition préoccupant à l’exposition potentielle à l’aluminium issu de ces trois sels.

La caractérisation des risques pour la santé humaine liés à ces trois sels est donc fondée sur la comparaison entre le niveau d’exposition préoccupant de 50 mg/kg pc/jour, déterminé lors de l’analyse de la relation exposition-réponse de la section 3.2.3, et la dose journalière moyenne d’aluminium total provenant de l’eau potable la plus élevée (10,8 mg/kg pc/jour pour les nourrissons non allaités; voir tableau 3.1). Le rapport de ces deux expositions, généralement connu sous le nom de marge d’exposition (ME), est supérieur à 4000. Cette marge d’exposition est jugée adéquate, ce calcul surestimant l’exposition à l’aluminium provenant de ces trois sels et en raison des considérations qui suivent.

Une ME d’au moins 100 permet de prendre en compte la variabilité et l’incertitude toxicocinétiques et toxicodynamiques. Comme il existe peu de consensus quant au mode d’action et que de nombreux mécanismes sont probablement impliqués, la détermination de facteurs d’ajustement propres aux substances chimiques n’est pas possible ici. Les effets-seuils n’étant généralement que de faibles changements au niveau de la performance motrice et dans les tests d’apprentissage observés dans de nombreuses études, la ME est jugée suffisamment adéquate pour prendre en compte les incertitudes liées à l’identification de ce seuil.

L’adéquation de la base de données collective concernant la neurotoxicité et la toxicité sur la reproduction et le développement de l’aluminium administré par voie orale a été passée en revue à la section 3.2.2.2. Tel que discuté, il est clair que des examens plus poussés sur les animaux de laboratoire sont nécessaires, puisqu’ils permettent d’établir la dose critique pour l’évaluation des risques. La base de données existante est tout de même vaste, permettant d’établir la borne inférieure des DMEO observées dans des études réalisées dans différentes conditions expérimentales et pour une gamme de sels d’aluminium. Les effets neuro-comportementaux et sur le développement neurologique les plus fréquemment associés aux DMEO peuvent être qualifiés de changements faibles mais statistiquement significatifs sur la performance motrice et dans les tests d’apprentissage.

Les données limitées sur la biodisponibilité de l’aluminium, considérées dans leur ensemble, n’indiquent pas que les biodisponibilités relatives de l’aluminium dans l’eau potable, le sol et les différents types d’aliments sont très différentes les unes des autres (voir section 2.3.3.1). En principe, l’aluminium dans l’eau potable, en proportion de la dose externe, n’est pas plus biodisponible que celui contenu dans d’autres sources. Il n’existe aussi aucune donnée démontrant l’existence de différences de biodisponibilité relative entre les êtres humains et les animaux de laboratoire.

3.2.5 Incertitudes et niveau de confiance liés à la caractérisation des risques pour la santé humaine

Le niveau de confiance lié à l’évaluation déterministe de l’exposition à l’aluminium est modérément élevé en ce qui a trait à la dose externe moyenne associée aux aliments, à l’eau potable, au sol et à l’air, une vaste base de données expérimentales existant pour la plupart des milieux. Il existe une plus grande incertitude quant à l’exposition maximale ou à la borne supérieure de l’exposition de la population pour les différents milieux en raison de la variabilité des concentrations mesurées.

Les aliments sont la principale source d’exposition à l’aluminium total, suivis par le sol, tandis que l’exposition par l’eau potable et l’air combinés représente moins de 2 % de la dose d’aluminium total. Selon leurs modèles d’utilisation, les trois sels d’aluminium de la LSIP ne contribuent pas de façon importante aux principaux milieux d’exposition à l’aluminium total. Compte tenu de l’importance des aliments dans l’exposition totale à l’aluminium, une analyse probabiliste de l’exposition à l’aluminium provenant des aliments qui prendrait en compte les doses des différents sous-groupes de la population canadienne est justifiée. Une telle analyse devrait aussi permettre de distinguer l’aluminium provenant des additifs alimentaires de celui d’origine naturelle dans les aliments.

La plus grande incertitude de l’évaluation de l’exposition réside dans l’incertitude et la variabilité se rapportant à l’absorption des différents sels d’aluminium issus de différents milieux. Bien que des données expérimentales sur la biodisponibilité soient disponibles pour les aliments et l’eau, les données limitées sur la biodisponibilité de l’aluminium, considérées dans leur ensemble, n’indiquent pas que les biodisponibilités relatives de l’aluminium dans l’eau potable, le sol et les différents types d’aliments soient très différentes les unes des autres. Toutefois, des recherches plus poussées dans ce domaine, particulièrement en ce qui concerne le sol, pourraient démontrer l’existence d’importantes différences qui, à leur tour, influeraient sur la caractérisation des risques pour la santé humaine.

3.2.6 Recommandations pour la recherche

Les domaines nécessitant une recherche plus approfondie sont décrits brièvement ci-après afin de réduire les incertitudes associées à l’évaluation des risques pour la santé humaine liés à l’aluminium.

3.2.6.1 Évaluation de l’exposition

Compte tenu de l’importance des aliments dans l’exposition totale à l’aluminium, une analyse quantitative approfondie des produits alimentaires ayant des concentrations élevées d’aluminium et des habitudes de consommation des différents groupes canadiens est alors justifiée. Une analyse probabiliste des données sur l’apport alimentaire fournirait plus d’informations concernant la gamme complète des doses possibles dans la population canadienne. Il serait aussi important de distinguer les additifs alimentaires à base d’aluminium des sources naturelles d’aluminium dans les aliments afin d’élaborer une meilleure stratégie de gestion des risques.

Il est important de prendre en compte la biodisponibilité dans le cadre d’une caractérisation des risques pour la santé humaine liés à l’aluminium si les biodisponibilités relatives pour différents milieux d’exposition et espèces (soit les êtres humains et les animaux de laboratoire) sont différentes de un. Cette hypothèse pourrait être examinée en déterminant la bioaccessibilité de l’aluminium dans l’eau potable traitée à l’alun, dans différents échantillons de sol et de poussières, dans certains produits alimentaires (le fromage fondu et les produits de boulangerie emballés, par exemple) et dans la nourriture des animaux de laboratoire, puis en comparant ces bioaccessibilités in vitro à la biodisponibilité in vivo de l’aluminium déterminée dans des études expérimentales pour un milieu donné.

Étant donné l’usage répandu des produits contenant de l’aluminium appliqués sur la peau, l’absorption cutanée de l’aluminium chez les êtres humains doit être mieux quantifiée.

3.2.6.2 Évaluation de la relation exposition-réponse

Une étude épidémiologique plus approfondie de l’exposition à l’aluminium dans la population canadienne pourrait aborder les limites des études précédentes, incluant la caractérisation de l’exposition à l’aluminium par des sources alimentaires et autres.

D’autres études sur des animaux de laboratoire concernant la toxicocinétique des différents sels, dont le fluorure d’aluminium, et les effets neurologiques et sur le développement neurologique de l’aluminium doivent être réalisées afin d’obtenir les informations permettant de caractériser la relation exposition-réponse. Conformément aux lignes directrices de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) concernant la neurotoxicité et la toxicité sur le développement neurologique, ces études devraient comprendre un nombre suffisant d’animaux, des doses multiples et l’examen d’une gamme d’effets neurologiques et sur le développement neurologique. Il est à noter qu’une étude de ce genre est présentement en cours au Canada, financée par un consortium de producteurs de sels d’aluminium.

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