Page 2 - Cinquième rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada

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8 Sommaires et résultats liés aux métaux et aux éléments traces

8.1 Plomb

Le plomb (n^o CAS 7439-92-1) est un élément naturel présent à une concentration de fond médiane de 0,0008 % dans le sol et le till au Canada (Rencz et coll., 2006). Ce métal de base peut exister sous différents états d'oxydation et sous des formes inorganiques et organiques (ATSDR, 2007). Les formes inorganiques comprennent le plomb élémentaire, le sulfate de plomb, le carbonate et l'oxycarbonate de plomb, les oxydes de plomb, le chromate et le citrate de plomb (Rasmussen et coll., 2014). Les formes organiques comprennent les composés de plomb tétraalkyle, trialkyle et dialkyle.

Le plomb est présent dans le substrat rocheux, le sol, les sédiments, les eaux de surface et souterraines ainsi que l'eau de mer (Santé Canada, 2013a). Il pénètre dans l'environnement à partir de différentes sources naturelles et anthropiques. Les processus naturels comprennent la dégradation minérale, l'érosion ainsi que l'activité volcanique (ATSDR, 2007; CIRC, 2006). Les émissions industrielles peuvent être une importante source de contamination de l'environnement par le plomb, en particulier à proximité de sources ponctuelles comme les fonderies ou les raffineries (ATSDR, 2007). L'utilisation antérieure de carburants au plomb a contribué à l'omniprésence du plomb dans le monde entier (OMS, 2000).

En Amérique du Nord, on a utilisé le plomb tétraéthyle et le plomb tétraméthyle comme agent antidétonant dans les carburants des véhicules automobiles jusqu'aux années 1990. Au Canada, il est actuellement interdit d'ajouter du plomb à l'essence, sauf pour les carburants destinés aux avions à moteurs à piston et aux véhicules de course (Canada, 1990; Environnement et Changement climatique Canada, 2017; Santé Canada, 2013a). De nos jours, le plomb est utilisé pour l'affinage et la fabrication de divers produits, comme les batteries d'accumulateurs au plomb pour automobiles, les plombs de chasse et de pêche, les feuilles de plomb, les soudures au plomb, certains produits en laiton et en bronze ainsi que certaines glaçures céramiques (ATSDR, 2007; OMS, 2000). Le plomb entre aussi dans la composition des colorants à peintures et des pigments. On l'utilise dans le matériel scientifique, comme stabilisant dans les matières plastiques, dans les équipements et les munitions militaires ainsi que pour la protection contre le rayonnement dans le matériel de détection des radiations et les systèmes de radiothérapie (ATSDR, 2007; OMS, 2000). Le plomb sert également à la fabrication de revêtements de câbles, de cartes de circuits imprimés, de revêtements de bains et de récipients de stockage de produits chimiques, de tuyaux de transport de produits chimiques, de composants électriques et de polychlorure de vinyle (Santé Canada, 2013a).

L'ensemble de la population est exposé à des quantités infimes de plomb dans les aliments, l'eau potable, le sol, la poussière domestique, l'air et certains produits de consommation. Au cours des 30 dernières années, l'exposition de la population canadienne au plomb a diminué de près de 75 % (Statistique Canada, 2013). On attribue principalement cette importante diminution à l'élimination progressive de l'essence au plomb, à la réduction de la teneur en plomb des peintures et des lasures ainsi qu'à l'élimination des soudures au plomb dans les boîtes de conserve (Santé Canada, 2013b). À l'heure actuelle, la principale voie d'exposition pour l'ensemble de la population adulte est l'ingestion d'aliments et d'eau potable (ATSDR, 2007; Santé Canada, 2013a). Pour les nourrissons et les enfants, les principales sources d'exposition sont les aliments, l'eau potable et l'ingestion de produits non alimentaires contenant du plomb tels que la poussière domestique, la peinture, la terre et autres produits (Santé Canada, 2013a). Le plomb peut pénétrer dans le réseau d'approvisionnement en eau par les conduites de branchement en plomb des maisons anciennes, les tuyaux et les accessoires de plomberie en laiton contenant du plomb, ou les soudures au plomb des installations de plomberie domestiques (Santé Canada, 2016c). Parmi les autres sources d'exposition, on trouve : les bijoux de fantaisie, le matériel d'artiste, le cristal au plomb ainsi que les glaçures sur les céramiques et la poterie; l'utilisation du plomb ou de soudures au plomb dans une activité de loisir — ou la cohabitation avec quelqu'un qui pratique une telle activité — comme la réalisation de vitrail ou de glaçures céramiques, la fabrication de plombs de chasse et de pêche, et la remise à neuf de mobilier; le fait de vivre près d'un aéroport où circulent des avions à moteur à piston; et des comportements comme le tabagisme (Santé Canada, 2013b). Selon l'Enquête sur la poussière domestique au Canada, la poussière domestique contient plus de plomb que le fond géochimique en raison de l'utilisation de plomb dans divers produits de consommation, les peintures et les matériaux de construction, et de son infiltration à partir de sources extérieures (Rasmussen et coll., 2011; Rasmussen et coll., 2013).

Chez les adultes, environ 3 à 10 % du plomb ingéré est absorbé dans le sang, une proportion qui peut grimper jusqu'à 40 %, voire 50 % chez les enfants (Santé Canada, 2013a). Chez les enfants, les carences nutritionnelles en calcium et en fer semblent accroître le taux d'absorption du plomb et en diminuer le taux d'excrétion (Santé Canada, 2013a). Une fois absorbé dans le corps humain, le plomb circule dans le sang, se concentre dans les tissus, surtout les os, puis est excrété. Les tissus mous comme le foie, les reins et les poumons peuvent également retenir une certaine quantité de plomb. Environ 70 % de la charge corporelle totale de plomb se retrouve dans les os chez les enfants, contre plus de 90 % chez les adultes (EPA, 2006). Le plomb stocké dans les os peut être remobilisé et libéré dans la circulation sanguine. La grossesse, la lactation, la ménopause, l'andropause, la post-ménopause, l'alitement prolongé, l'hyperparathyroïdie et l'ostéoporose peuvent favoriser une remobilisation accrue du plomb osseux, ce qui entraîne une augmentation de la concentration sanguine de plomb (Santé Canada, 2013a).

Durant la grossesse, le plomb stocké dans les os de la mère devient une source d'exposition aussi bien pour celle-ci que pour le fœtus (Rothenberg et coll., 2000). Le plomb peut également être présent dans le lait maternel et passer de la mère au nourrisson pendant l'allaitement (ATSDR, 2007; EPA, 2006). La demi-vie du plomb est d'environ 30 jours dans le sang et d'environ 10 à 30 ans pour le plomb accumulé dans l'organisme, comme par exemple dans les os (ATSDR, 2007; Santé Canada, 2009a; Santé Canada, 2013a). Quelle que soit la voie d'exposition, le plomb absorbé est principalement excrété dans l'urine et les matières fécales (ATSDR, 2007). La concentration de plomb dans le sang est l'indicateur privilégié de l'exposition humaine, bien que d'autres matrices biologiques comme l'urine, les os et les dents aient aussi été utilisées (ATSDR, 2007; CDC, 2009).

On considère que le plomb est un poison général cumulatif et que les fœtus, les nourrissons, les tout-petits et les enfants représentent les populations les plus vulnérables aux effets nocifs du plomb (OMS, 2011). Après une exposition aiguë, plusieurs processus métaboliques peuvent être touchés. Une très forte exposition peut entraîner des vomissements, une diarrhée, des convulsions, un coma, voire la mort. Les cas de saturnisme sont rares au Canada (Santé Canada, 2009a). Un faible niveau d'exposition chronique au plomb peut avoir des effets sur les systèmes nerveux central et périphérique; cependant, la plupart du temps, les symptômes d'une exposition à des concentrations relativement faibles de plomb passent inaperçus (ATSDR, 2007; Santé Canada, 2013a). Un faible niveau d'exposition chronique au plomb a également été associé à une neurotoxicité développementale, à une maladie cardiovasculaire, à une baisse de la fonction rénale, à des problèmes de reproduction et à d'autres troubles de la santé (ATSDR, 2007; Bushnik et coll., 2014; Lanphear et coll., 2018; Santé Canada, 2013a). Il a été reconnu que les effets cognitifs et neurocomportementaux du plomb sont très préoccupants pour les enfants qui y sont exposés. Chez les nourrissons et les enfants, l'exposition au plomb est très fortement associée à des effets neurologiques sur le développement, notamment la diminution du quotient intellectuel (QI) (Lanphear et coll., 2005) et l'augmentation du risque de troubles de l'attention (Santé Canada, 2013a). Les données disponibles n'ont pas encore permis de déterminer à quel seuil d'exposition le plomb entraîne des effets sur la fonction cognitive et le développement neurocomportemental (CDC, 2012; EPA, 2006; Santé Canada, 2013a). Une neurotoxicité pour le développement a été associée aux plus faibles niveaux d'exposition au plomb relevés jusqu'à ce jour, bien qu'il y ait certains doutes quant aux effets observés à de tels taux (Santé Canada, 2013a). Plus récemment, des travaux de recherche ont mis en évidence une association prénatale et liée au sexe entre le QI d'enfants d'âge préscolaire au Canada et la concentration de plomb dans le sang de cordon ombilical à leur naissance (Desrochers-Couture et coll., 2018). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé les composés inorganiques du plomb dans le groupe 2A, à savoir celui des agents probablement cancérogènes pour les humains (CIRC, 2006).

Le plomb figure sur la Liste des substances toxiques : annexe 1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]). Cette loi permet au gouvernement fédéral de contrôler l'importation, la fabrication, la distribution et l'utilisation du plomb et de ses composés au Canada (Canada, 1999; Santé Canada, 2009a). Au Canada, le plomb fait l'objet de nombreuses initiatives fédérales de gestion des risques qui touchent les produits de consommation, les cosmétiques l'eau potable, les aliments, les produits de santé naturels, les produits thérapeutiques, le tabac et les milieux environnementaux comme la poussière domestique, le sol et l'air. La LCPE (1999) interdit l'ajout de plomb dans l'essence et contrôle les rejets de plomb provenant des fonderies de deuxième fusion, de la production d'acier et des effluents des mines (Environnement et Changement climatique Canada, 2018). La Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation et les règlements connexes limitent l'utilisation du plomb dans les jouets, les bijoux, les vêtements, les accessoires et les autres produits destinés aux enfants ainsi que dans les peintures et les lasures, les plats en céramique et en verre émaillés et d'autres produits de consommation qui représentent un risque potentiel d'exposition au plomb (Canada, 2010a; Canada, 2010b; Santé Canada, 2013a). Ces règlements comprennent le Règlement sur les bijoux pour enfants, qui instaure une nouvelle ligne directrice pour limiter la concentration de plomb dans les bijoux pour enfants (Canada, 2016a). De plus, un Règlement sur les produits de consommation contenant du plomb a récemment été mis en vigueur pour limiter la teneur totale en plomb d'une gamme élargie de produits de consommation susceptibles d'être utilisés par un enfant ou un adulte s'occupant d'un enfant (Canada, 2016b). Le plomb et ses composés figurent également à titre d'ingrédients interdits sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients de cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2018).

Sur la base de critères sanitaires, Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable ont élaboré conjointement une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de plomb dans l'eau potable (Santé Canada, 2019). Santé Canada a également publié des conseils pour le contrôle de la corrosion dans les réseaux de distribution d'eau potable afin de limiter le relargage de métaux, y compris le plomb, provoqué par la corrosion des matériaux et des composants de ces réseaux (Santé Canada, 2009b). La concentration de plomb dans certains aliments est réglementée par Santé Canada en vertu du Règlement sur les aliments et drogues (Canada, 1978); les concentrations maximales actuelles de plomb dans les aliments figurent dans la Liste des contaminants et des autres substances adultérantes dans les aliments. Santé Canada a mis à jour la concentration maximale de plomb dans le jus de fruits, le nectar de fruits et l'eau vendue dans des contenants scellés (Santé Canada, 2017a). Il est en outre prévu de procéder à la révision et à la mise à jour des concentrations maximales de plomb dans d'autres aliments et boissons. Ces mises à jour des réglementations s'inscrivent dans un éventail d'activités en cours à Santé Canada pour garantir un niveau d'exposition alimentaire au plomb le plus bas que l'on puisse raisonnablement atteindre (Santé Canada, 2017b). Le plomb fait également partie des éléments traces analysés dans le cadre de l'Étude canadienne sur l'alimentation totale actuellement menée par Santé Canada (Santé Canada, 2016a). Les produits alimentaires analysés sont les plus représentatifs du régime alimentaire de la population canadienne. L'étude vise à estimer les concentrations des substances chimiques auxquelles la population canadienne est exposée par l'intermédiaire de l'alimentation, selon la tranche d'âge et le sexe. De 1981 à 2000, l'exposition moyenne au plomb par la voie alimentaire de la population canadienne a diminué d'environ 8 fois (Santé Canada, 2016b).

En 1994, le Comité fédéral-provincial-territorial de l'hygiène du milieu et du travail avait recommandé un seuil d'intervention relatif à la concentration sanguine de plomb de 10 µg/dL comme guide de faible niveau d'exposition au plomb (CHMT, 1994). Cependant, de récentes évaluations scientifiques ont révélé que des effets chroniques sur la santé se manifestent chez les enfants à des concentrations inférieures à 10 µg/dL et qu'il existe suffisamment de données probantes pour affirmer que des concentrations sanguines de plomb inférieures à 5 µg/dL entraînent des effets nocifs (Santé Canada, 2013a). Malgré quelques incertitudes, les données probantes montrant une association entre des effets neurologiques sur le développement des enfants et les plus faibles concentrations sanguines de plomb sont préoccupantes. Le Conseil fédéral-provincial-territorial des médecins hygiénistes en chef s'emploie actuellement à réviser la directive actuelle sur les concentrations sanguines de plomb (CHMT, 1994).

D'autres études de biosurveillance des concentrations sanguines de plomb ont été réalisées à divers endroits au Canada au fil des années. Les moyennes géométriques (MG) relevées dans le cadre de ces études allaient de 0,7 µg/dL à 5,6 µg/dL pour différents groupes d'âge au sein de la population canadienne (Santé Canada, 2013a). Les plus fortes concentrations ont été mesurées au sein de collectivités exposées à des sources ponctuelles de plomb, comme des procédés de fusion (Trail Health and Environment Committee, 2011). Dans le Nord canadien, le volet portant sur les contaminants de l'enquête sur la santé des Inuits (2007 à 2008) a permis de mesurer la charge corporelle du plomb de 2 172 participants inuits de 36 communautés du Nunavut, du Nunatsiavut et de la région désignée des Inuvialuit (Laird et coll., 2013). La MG de la concentration sanguine de plomb pour l'ensemble des participants âgés de 18 ans et plus était de 3,52 µg/dL. En 2008, une étude menée à Hamilton auprès de 643 enfants âgés de 0 à 6 ans a trouvé que la MG de la concentration sanguine de plomb était de 2,21 µg/dL (Richardson et coll., 2011). L'Initiative de biosurveillance des Premières nations était une étude de biosurveillance représentative menée à l'échelle nationale auprès des membres adultes des Premières nations vivant dans une réserve au sud du 60e parallèle (APN, 2013). Un total de 503 membres âgés de 20 ans et plus, représentant 13 communautés des Premières nations choisies au hasard au Canada, ont participé à cette étude. En 2011, la MG et la valeur correspondant au 95e centile de la concentration sanguine de plomb étaient respectivement de 1,17 µg/dL et de 3,27 µg/dL.

La concentration de plomb dans le sang total a été mesurée pour tous les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011), du cycle 3 (2012 à 2013), du cycle 4 (2014 à 2015) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données de ces cycles sont exprimées en µg/dL de sang. La concentration de plomb dans les cheveux des participants âgés de 20 à 59 ans a également été mesurée lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé. Les données agrégées de ces analyses figurent à l'annexe D.

Références

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8.2 Arsenic

L'arsenic (n^o CAS 7440-38-2) est un élément naturel qui constitue une petite partie (0,00015 %) de la croûte terrestre (ATSDR, 2007; Emsley, 2001). C'est un métalloïde qui a des propriétés métalliques et non métalliques. On le retrouve souvent sous forme de sulfure inorganique formant des complexes avec d'autres métaux (CCME, 1997). L'arsenic forme des composés organiques stables, autant dans son état trivalent (+3) que pentavalent (+5). Ses composés organiques courants comprennent l'acide monométhylarsonique (MMA), l'acide diméthylarsinique (DMA), l'arsénobétaïne et l'arsénocholine (OMS, 2001).

L'arsenic peut pénétrer naturellement dans les lacs, les rivières et les eaux souterraines par l'érosion et le vieillissement climatique des sols, des minéraux et des minerais (Santé Canada, 2006). Ses principales sources anthropiques dans l'environnement sont la fusion de minerais métalliques, l'utilisation de pesticides à l'arsenic ainsi que la combustion de combustibles fossiles (OMS, 2001).

L'arsenic entre dans la fabrication de transistors, de lasers et de semi-conducteurs ainsi que dans les processus de fabrication du verre, des pigments, des textiles, du papier, des adhésifs métalliques, des céramiques, des agents de préservation du bois, des munitions et des explosifs. Il servait de pesticide dans les vergers de pommiers et les vignobles sous forme d'arséniate de plomb, et d'herbicide sous forme de trioxyde d'arsenic (ATSDR, 2007; Santé Canada, 2006). L'arséniate de cuivre chromaté était utilisé comme agent de préservation du bois en construction résidentielle (p. ex., les éléments de jeu et les terrasses), mais ses utilisations actuellement approuvées se limitent à des applications industrielles et aux fondations en bois en milieu résidentiel (Santé Canada, 2011). Depuis 2004, l'industrie du traitement du bois aux États-Unis et au Canada utilise de moins en moins l'arséniate de cuivre chromaté à des fins résidentielles. Les herbicides biologiques à l'arsenic, comme le MMA et le DMA, ne sont plus homologués au Canada (Santé Canada, 2019).

La population peut être exposée à l'arsenic par les aliments, l'eau potable, le sol et l'air ambiant (Environnement Canada et Santé Canada, 1993). Les aliments en sont la principale source d'exposition, la concentration d'arsenic total étant la plus élevée dans les fruits de mer (CIRC, 2012). L'arsenic se trouve principalement sous forme organique (arsénobétaïne et arsénocholine) dans les fruits de mer (Ackley et coll., 1999; Leufroy et coll., 2011; Ruttens et coll., 2012), alors qu'il est essentiellement présent sous forme inorganique dans les autres aliments (ACIA, 2013; Batista et coll., 2011; Conklin et Chen, 2012; FDA, 2016; Huang et coll., 2012). L'exposition à l'arsenic peut également provenir de la poussière domestique, avec des concentrations qui peuvent dépasser celles observées dans le sol (Rasmussen et coll., 2001). En outre, l'exposition à l'arsenic peut être élevée pour les populations qui vivent à proximité de sources industrielles ou naturelles.

L'arsenic, sous ses formes inorganique ou organique, peut être absorbé par voie orale ou par inhalation, mais moins facilement par contact cutané. L'absorption d'arsenic sous ses formes hautement insolubles, comme le sulfure d'arsenic, le triséléniure d'arsenic et l'arséniate de plomb, est beaucoup plus faible (ATSDR, 2007). Après son absorption, l'arsenic se retrouve rapidement dans la circulation sanguine, où il se fixe principalement à l'hémoglobine. Dans un délai de 24 heures, il se retrouve dans le foie, les reins, les poumons, la rate et la peau. Il s'accumule surtout dans la peau, les os et les muscles. Après une exposition chronique, l'arsenic s'accumule de préférence dans les tissus riches en kératine ou en groupes fonctionnels sulfhydryle, comme les cheveux, les ongles, la peau et d'autres tissus contenant des protéines (HBM Commission, 2003). Le métabolisme de l'arsenic inorganique comprend une réduction initiale de l'arsenic pentavalent à sa forme trivalente, suivie d'une méthylation oxydative en produits monométhylés, diméthylés et triméthylés, notamment le MMA et le DMA (OMS, 2011). La méthylation facilite l'excrétion de l'arsenic inorganique de l'organisme, car les produits finaux MMA et DMA sont hydrosolubles et facilement excrétés dans l'urine (OMS, 2001). Les espèces organiques d'arsenic absorbées ne subissent pas de métabolisme significatif et sont rapidement et principalement éliminées dans l'urine (OMS, 2001).

Les biomarqueurs de l'exposition à l'arsenic comprennent les concentrations d'arsenic ou de ses métabolites dans le sang, les cheveux, les ongles et l'urine (OMS, 2001). La concentration des différents métabolites de l'arsenic dans l'urine, qu'il s'agisse d'arsenic inorganique ou de somme des métabolites (arsenic inorganique + MMA + DMA), est généralement considérée comme étant l'indicateur le plus fiable d'une exposition récente à l'arsenic (ATSDR, 2007; OMS, 2001). La concentration d'arsenic dans l'urine reflète une ingestion récente d'arsenic ou une exposition à l'arsenic supérieure à la moyenne pour les populations vivant à proximité de sources industrielles ponctuelles d'arsenic (ATSDR, 2007).

L'exposition aiguë à l'arsenic par voie orale peut provoquer des effets gastro-intestinaux chez les humains ainsi que des douleurs dans les extrémités et les muscles (Santé Canada, 2006). Ces symptômes sont souvent suivis d'engourdissements et de picotements au niveau des extrémités et de crampes musculaires, et peuvent mener à des paresthésies brûlantes des extrémités, à une hyperkératose palmo-plantaire et à une détérioration des réponses motrices et sensorielles (Santé Canada, 2006).

L'exposition chronique à l'arsenic inorganique a été associée à une diminution de la fonction respiratoire, à des effets cutanés non cancérogènes et à des effets cardiovasculaires, notamment une incidence accrue d'hypertension et de troubles circulatoires (ATSDR, 2007; Environnement Canada et Santé Canada, 1993). L'incidence accrue de cancer de la peau et de divers cancers des organes internes a également été associée à l'ingestion chronique d'eau potable contaminée par de l'arsenic inorganique (Santé Canada, 2006). Une bonne part des données probantes faisant état de la cancérogénicité de l'arsenic chez les humains est issue d'études épidémiologiques menées auprès de populations qui consomment de l'eau potable contenant une concentration élevée d'arsenic inorganique, notamment à Taïwan, au Chili et au Bangladesh (Santé Canada, 2006; Santé Canada, 2016b). Santé Canada et d'autres organismes internationaux ont classé l'arsenic et les composés inorganiques de l'arsenic comme substances cancérogènes pour les humains (CIRC, 2012; EPA, 2002; Santé Canada, 2006). Plus récemment, un volume croissant de données probantes laisse supposer que l'exposition in utero et pendant l'enfance à de fortes concentrations d'arsenic inorganique peut affecter la santé et le développement du fœtus et des enfants (EFSA CONTAM Panel, 2009; FAO/OMS, 2011; FDA, 2016; NRC, 2013). Bien que les donnéees actuelles concernant les effets sur le développement chez les humains soient relativement limitées et quelque peu contradictoires, elles soulèvent tout de même des préoccupations au sujet de l'exposition à l'arsenic inorganique au cours des périodes cruciales du développement de la petite enfance (Santé Canada, 2016b). Alors que la majorité des études toxicologiques se sont penchées sur les formes inorganiques de l'arsenic, des études récentes ont mis en lumière le potentiel cancérogène des composés organiques de l'arsenic, plus particulièrement du DMA pentavalent (CIRC, 2012; Cohen et coll., 2006; Schwerdtle et coll., 2003). D'après les résultats observés chez des animaux de laboratoire, le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé les métabolites méthylés de l'arsenic, soit le MMA et le DMA, dans le groupe 2B, à savoir celui des agents peut-être cancérogènes pour les humains (CIRC, 2012). Le CIRC a également évalué l'arsénobétaïne et d'autres composés organiques de l'arsenic et les a classés dans le groupe 3, à savoir celui des agents inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains (CIRC, 2012).

Dans le cadre d'une évaluation des risques menée en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]), Santé Canada et Environnement Canada ont conclu que l'arsenic et ses composés inorganiques peuvent avoir un effet nocif sur l'environnement et constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada, 1993). Les composés inorganiques de l'arsenic figurent sur la Liste des substances toxiques : annexe 1 de la LCPE (1999) qui permet au gouvernement fédéral de contrôler l'importation, la fabrication, la distribution et l'utilisation des composés inorganiques de l'arsenic au Canada (Canada, 1999; Canada, 2000). En vertu de la LCPE (1999), des mesures de gestion des risques ont été élaborées pour contrôler les rejets d'arsenic provenant des centrales thermiques, de la fusion des métaux communs, des mines de métaux, de la préservation du bois et de la fabrication de l'acier (Environnement et Changement climatique Canada, 2017). L'arsenic et ses composés figurent également à titre d'ingrédients interdits sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients des cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Canada, 1985; Santé Canada, 2018). Le Règlement sur les aliments et drogues interdit la vente au Canada de médicaments pour usage humain contenant de l'arsenic, ses sels ou ses dérivés (Canada, 2012). De plus, la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation réglemente la teneur en arsenic lixiviable de plusieurs produits de consommation, notamment les peintures et autres revêtements appliqués sur les lits d'enfant, les jouets et d'autres produits susceptibles d'être utilisés par les enfants au cours d'activités d'apprentissage ou de jeux (Canada, 2010a; Canada, 2010b; Canada, 2011). Au Canada, la vente et l'utilisation de pesticides à l'arsenic, comme l'arséniate de cuivre chromaté, sont régies par l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires (Canada, 2002).

Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable ont élaboré conjointement une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable d'arsenic dans l'eau potable (Santé Canada, 2006). Cette recommandation a été élaborée en fonction de l'incidence de cancers d'organes internes (poumons, vessie et foie) chez les humains et de la capacité des techniques de traitement actuellement disponibles à ramener la concentration d'arsenic dans l'eau potable à des niveaux inférieurs ou égaux à la valeur recommandée (Santé Canada, 2006). L'arsenic fait également partie des éléments traces analysés dans le cadre de l'Étude canadienne sur l'alimentation totale actuellement menée par Santé Canada (Santé Canada, 2016a). Les produits alimentaires analysés sont les plus représentatifs du régime alimentaire de la population canadienne. L'étude procure les taux estimatifs d'exposition aux substances chimiques par l'approvisionnement alimentaire de la population canadienne des différents groupes d'âge-sexe. Santé Canada a établi les concentrations maximales d'arsenic dans certains aliments apparaissant sur la Liste des contaminants et des autres substances adultérantes dans les aliments, incorporée par renvoi au titre 15 du Règlement sur les aliments et drogues. Santé Canada a mis à jour la concentration maximale d'arsenic total dans l'eau potable embouteillée (Santé Canada, 2017a; Santé Canada, 2017b). Il est en outre prévu de procéder à la révision et à la mise à jour des concentrations maximales d'arsenic total dans d'autres aliments et boissons.

Dans une étude réalisée en Colombie-Britannique visant à évaluer les concentrations d'éléments traces chez 61 adultes non-fumeurs âgés de 30 à 65 ans, la moyenne géométrique et la valeur correspondant au 95e centile de la concentration d'arsenic total dans l'urine étaient respectivement de 27,8 µg/g de créatinine et de 175,5 µg/g de créatinine (Clark et coll., 2007). Une étude de biosurveillance menée dans la région de la ville de Québec auprès de 500 participants âgés de 18 à 65 ans a trouvé que la moyenne géométrique de la concentration d'arsenic total était de 0,17 µmol/L (12,73 µg/L) dans l'urine et de 12,71 nmol/L (0,95 µg/L) dans le sang total (INSPQ, 2004).

Les concentrations d'arsénite (+3), d'arsénate (+5) et des métabolites méthylés de l'arsenic (MMA et DMA) dans l'urine ont été mesurées pour tous les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011), du cycle 3 (2012 à 2013), du cycle 4 (2014 à 2015) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS). Les données de ces cycles sont exprimées à la fois en µg As/L et en µg As/g de créatinine. Les concentrations des composés organiques de l'arsenic, soit l'arsénobétaïne et l'arsénocholine, dans l'urine ont été mesurées ensemble pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011), du cycle 3 (2012 à 2013), du cycle 4 (2014 à 2015) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS; la concentration d'arsénocholine a également été mesurée séparément lors des cycle 3 et 4. Les données de ces cycles sont exprimées à la fois en µg As/L et en µg As/g de créatinine. La présence d'une quantité mesurable d'arsenic dans l'urine est un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs. La concentration d'arsenic total dans les cheveux des participants âgés de 20 à 59 ans a également été mesurée lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données agrégées de ces analyses figurent à l'annexe D.

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8.3 Bore

Le bore (n^o CAS 7440-42-8) est un élément naturel présent dans la croûte terrestre à une concentration moyenne de 0,0008 % (ATSDR, 2010). C'est un métalloïde qui a des propriétés intermédiaires entre celles des métaux et des non-métaux. Le bore élémentaire existe sous forme cristalline ou amorphe. Le bore n'est toutefois jamais présent dans l'environnement sous sa forme élémentaire (ATSDR, 2010; Ince et coll., 2017; OMS, 2009); il se présente toujours combiné à l'oxygène sous forme de composés borates, dont l'acide borique, le tétraborate de sodium (ou borax) et l'oxyde de bore (ASTDR, 2010).

Le bore est largement répandu dans l'environnement et peut y être libéré par des processus naturels et anthropiques. Les émissions volcaniques, les aérosols de sel marin, les poussières de sol, les aérosols végétaux ainsi que le vieillissement climatique du sol et des roches contenant des borates constituent d'importantes sources naturelles de borates dans l'environnement (Canada, 2016; Santé Canada, 1991; Santé Canada, 2016). Les sources anthropiques incluent la synthèse, l'importation et l'utilisation d'acide borique, de ses sels et de ses précurseurs dans les produits manufacturés ainsi que des applications comme les isolants en fibre de verre, l'extraction du pétrole et du gaz, les engrais, les isolants cellulosiques, les panneaux de gypse, les produits du bois d'ingénierie, la fabrication de pâtes et papiers, la fabrication de caoutchouc, de produits chimiques et de produits de nettoyage, et des applications en métallurgie. D'autres sources anthropiques sont notamment la production secondaire d'acide borique et son rejet par des activités comme la production d'électricité à partir de charbon, l'extraction, la fonte et l'affinage des métaux, l'extraction du charbon, l'extraction et le traitement des sables bitumineux, l'extraction du pétrole et du gaz, le traitement des eaux usées et l'élimination des déchets (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2016).

Les principales sources d'exposition au bore sont les aliments (surtout les fruits et les légumes) et l'eau potable (ATSDR, 2010; Canada, 2016). Les concentrations de bore qui y sont présentes varient fortement selon les pays (Canada, 2016; OMS, 2009). La concentration de bore dans l'air est généralement peu élevée en raison de la faible volatilité des composés borates (OMS, 2009). L'exposition aux borates peut également survenir par le biais de produits de consommation comme les cosmétiques, le matériel d'artiste et d'artisanat, les jouets, les produits de santé naturels, les produits de nettoyage et les produits chimiques pour piscines ainsi que par le biais de produits antiparasitaires domestiques (Canada, 2016; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2016; Santé Canada, 2016).

Les borates inorganiques sont facilement absorbés dans les muqueuses; l'absorption gastro-intestinale a été estimée entre 81 et 92 % (ATSDR, 2010; Devirian et Volpe, 2003; Dourson et coll., 1998). L'absorption par inhalation peut également être importante (Ince et coll., 2017). L'absorption cutanée est généralement faible (de 0,5 à 10 %) sur la peau saine, mais elle peut être considérablement plus élevée sur la peau abîmée (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2016; Ince et coll., 2017). Le bore est surtout présent dans l'organisme sous forme d'acide borique; les borates sont rapidement convertis en acide borique dans la couche muqueuse avant une absorption et une distribution rapides (Devirian et Volpe, 2003). Des études animales ont démontré que l'acide borique absorbé est réparti de manière égale entre le foie, les reins, les tissus génitaux, le cerveau, les glandes surrénales, les muscles et le sang (Ince et coll., 2017). Le bore peut également traverser la barrière placentaire, et certaines études toxicologiques animales ont également signalé une accumulation dans les os après une exposition orale de longue durée (Ince et coll., 2017). L'acide borique, quant à lui, n'est pas métabolisé par les animaux ou les humains en raison de l'importante quantité d'énergie requise pour briser la liaison entre l'oxygène et le bore (Ince et coll., 2017). Par conséquent, l'acide borique absorbé par voie orale est rapidement éliminé tel quel, principalement dans l'urine, avec une demi-vie inférieure à 24 heures (Ince et coll., 2017). Il est présent en faible quantité (2 %) dans les matières fécales et en quantité beaucoup plus faible encore dans la sueur, la salive, la bile et l'haleine (Devirian et Volpe, 2003; Santé Canada, 1991). La concentration des borates inorganiques dans l'urine indique une absorption de bore et une exposition humaine à cette substance (Devirian et Volpe, 2003). La concentration de bore dans le sang peut également servir à estimer l'exposition humaine (ATSDR, 2010; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2016).

Bien que le bore joue un rôle important dans la santé humaine, en intervenant dans des fonctions comme la croissance des os et la régulation des hormones sexuelles, et en assurant des effets anti-inflammatoires et anticancéreux, il n'est pas considéré à l'heure actuelle comme un élément trace essentiel pour les humains (Devirian et Volpe, 2003; IOM, 2001; Pizzorno, 2015). Sa toxicité orale aiguë est généralement faible (Hubbard, 1998). Une toxicité aiguë est plus susceptible de survenir chez les enfants, les personnes âgées et les personnes qui souffrent de problèmes rénaux. Les symptômes peuvent inclure des vomissements, des nausées, des troubles digestifs, des rougeurs de la peau, une ataxie, des céphalées, des convulsions, une dépression, un collapsus vasculaire et la mort (Devirian et Volpe, 2003; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2016; Ince et coll., 2017; Santé Canada, 1991). Une toxicité aiguë par inhalation, qui se traduit par une irritation des voies respiratoires et des yeux, a été signalée chez des travailleurs de l'industrie du bore après une exposition professionnelle aux poussières de borates (ATSDR, 2010).

L'exposition chronique au bore a été associée à des troubles digestifs (nausées, vomissements et perte d'appétit) ainsi qu'à des irritations du système nerveux et à des convulsions. Des études menées sur des animaux de laboratoire soumis à des expositions suchronique et chronique laissent supposer que l'exposition à de fortes doses de composés du bore entraîne une toxicité pour la reproduction et le développement qui touche particulièrement le système reproducteur mâle (Devirian et Volpe, 2003; Hubbard, 1998; Ince et coll., 2017; Santé Canada, 1991). Comme il n'existe aucune donnée probante sur les effets mutagènes ou génotoxiques du bore (Hubbard, 1998; Ince et coll., 2017), le bore n'est pas classé parmi les substances cancérogènes par le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) ou d'autres organismes (ATSDR, 2010).

En vertu du Plan de gestion des produits chimiques, le gouvernement du Canada a mené une évaluation scientifique préalable pour déterminer si l'acide borique, ses sels et ses précurseurs présentent ou pourraient présenter un risque pour la santé humaine ou l'environnement selon les critères détaillés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]) (Canada, 1999; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2016). Cette évaluation propose de conclure que l'acide borique, ses sels et ses précurseurs sont toxiques en vertu de la LCPE (1999), étant donné qu'ils constituent un danger pour l'environnement et la santé humaine (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2016).

Au Canada, la vente et l'utilisation de pesticides sont régies par l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) en vertu de la Loi sur les produits antiparasitaires (Canada, 2002). Une réévaluation de l'ARLA menée en 2016 a maintenu l'homologation de la plupart des pesticides contenant de l'acide borique et ses sels puisqu'ils ne présentent aucun risque inacceptable pour les humains ou l'environnement s'ils sont utilisés conformément au mode d'emploi figurant sur les étiquettes révisées (Santé Canada, 2016). Toutefois, un certain nombre de pesticides à usage domestique contenant de l'acide borique sous forme de poudre ou de toute autre formulation susceptible d'entraîner une surexposition seront progressivement retirés du marché (Santé Canada, 2016). L'acide borique et ses sels figurent à titre d'ingrédients interdits sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients des cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2018). Le Règlement sur les aliments et drogues du Canada précise qu'une mise en garde doit figurer sur l'étiquette des médicaments contenant de l'acide borique ou du borate de sodium pour éviter qu'ils soient administrés à un enfant de moins de trois ans (Canada, 1985). Le Règlement sur les jouets, en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation, interdit la présence de bore dans les jouets (Canada, 2016).

Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable ont élaboré conjointement une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de bore dans l'eau potable (Santé Canada, 1991). Cette recommandation a été élaborée en fonction des effets sur la reproduction observés dans les études toxicologiques animales et de la capacité des techniques de traitement et des méthodes d'analyse actuellement disponibles à réduire la concentration de bore dans l'eau (Santé Canada, 1991).

La concentration de bore dans l'urine a été mesurée pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS). Les données de ce cycle sont exprimées dans l'urine à la fois en µg/L et en µg/g de créatinine. La présence d'une quantité mesurable de bore dans l'urine est un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs.

Références

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8.4 Cadmium

Le cadmium (n^o CAS 7440-43-9) fait partie des métaux les moins abondants de la croûte terrestre, avec une concentration moyenne d'environ 0,00001 % (Emsley, 2001). Il s'agit d'un métal mou, de couleur blanc argenté teinté de bleu, qui est présent de façon naturelle dans l'environnement. Le cadmium est souvent présent dans les minerais de zinc (USGS, 2018). Ses formes courantes comprennent les formes solubles (p. ex., chlorure de cadmium, sulfate de cadmium) et insolubles (p. ex., cadmium et ses oxydes), qui peuvent également être présentes à l'état de particules dans l'atmosphère (ATSDR, 2012; CCME, 1999).

Le cadmium est rejeté dans l'environnement lors de divers processus naturels, dont les feux de forêt, les émissions volcaniques, et le vieillissement climatique du sol et du substrat rocheux (Morrow, 2000). Ses principales sources anthropiques dans l'atmosphère sont les processus industriels de fusion et d'affinage des métaux ainsi que les processus de combustion des centrales électriques alimentées au charbon et des installations d'incinération des déchets au cours desquels le cadmium est rejeté comme sous-produit (CCME, 1999).

Le cadmium sert principalement à la fabrication de batteries au nickel-cadmium (USGS, 2018). Il entre également dans la composition des peintures industrielles, des électroplacages et des pigments, et sert de stabilisant dans les plastiques de type polychlorure de vinyle (PVC). Le cadmium est également présent dans les feuilles d'alliages métalliques, les câbles, les tiges métalliques, les soudures et les blindages destinés à diverses applications industrielles (Environnement Canada et Santé Canada, 1994). De plus, il est parfois employé dans les bijoux de fantaisie et comme pigment dans les glaçures céramiques. On en trouve également dans les engrais en raison du recyclage de sous-produits et de déchets pour l'épandage. Souvent présent sous forme d'impureté dans les tuyaux en acier galvanisé et sous forme de composante des brasures utilisées en plomberie et dans les systèmes de distribution, le cadmium peut pénétrer dans l'eau potable par relargage (OMS, 2011; Santé Canada, 2019).

Pour les fumeurs, l'inhalation de la fumée de cigarette représente une source importante d'exposition au cadmium (CIRC, 2012; Environnement Canada et Santé Canada, 1994). Pour les adultes et les enfants non-fumeurs, la plus grande source d'exposition au cadmium est l'ingestion de nourriture (CIRC, 2012; Environnement Canada et Santé Canada, 1994). Santé Canada a publié ses estimations relatives à l'exposition alimentaire au cadmium qui reposent sur les données obtenues dans le cadre d'enquêtes menées par l'Agence canadienne d'inspection des aliments et Santé Canada, notamment l'Étude canadienne sur l'alimentation totale (Santé Canada, 2018a). L'air ambiant est habituellement une source d'exposition mineure, l'absorption de cadmium par inhalation étant environ 100 à 1000 fois plus faible que celle par ingestion de nourriture, bien que les composés du cadmium soient absorbés plus facilement par inhalation que par ingestion (Friberg, 1985). L'eau potable, le sol et la poussière constituent d'autres sources d'exposition potentielles (ATSDR, 2012; Rasmussen et coll., 2013; Santé Canada, 2019).

L'absorption de cadmium alimentaire dans la circulation sanguine dépend de l'état nutritionnel d'une personne et de la teneur de son alimentation en composants comme le fer, le calcium et les protéines. La majorité du cadmium alimentaire n'est pas absorbé. On estime que son absorption gastro-intestinale moyenne chez les adultes est de 5 % chez les hommes et supérieure ou égale à 10 % chez les femmes (CDC, 2009). Les poumons absorbent environ entre 25 et 60 % du cadmium inhalé (ATSDR, 2012). Le cadmium absorbé s'accumule principalement dans les reins et le foie; environ un tiers à la moitié de la charge corporelle totale s'accumule dans les reins (CDC, 2009). On estime que la demi-vie du cadmium dans les reins est d'environ 10 à 12 ans (Amzal et coll., 2009; Lauwerys et coll., 1994). Seule une faible proportion du cadmium absorbé est éliminée, principalement dans l'urine et les matières fécales, et dans une moindre mesure par les cheveux, les ongles et la transpiration.

Le cadmium peut être mesuré dans le sang, l'urine, les matières fécales, le foie, les reins et les cheveux ainsi que dans d'autres tissus. La concentration urinaire de cadmium reflète le mieux l'exposition cumulative et la concentration de cadmium dans les reins, bien que de légères fluctuations puissent survenir à la suite d'une exposition récente (Adams et Newcomb, 2014). La concentration sanguine de cadmium reflète les expositions les plus récentes (Adams et Newcomb, 2014). Cette concentration est environ deux fois plus élevée chez les fumeurs que chez les non-fumeurs et peut également augmenter après une exposition professionnelle (ATSDR, 2012).

L'exposition par voie orale à de fortes doses de cadmium peut causer une grave irritation gastro-intestinale et d'importants effets sur les reins (ATSDR, 2012). L'exposition chronique par inhalation entraîne des effets rénaux et pulmonaires, notamment un emphysème (ATSDR, 2012). On considère que le rein constitue l'organe critique où se manifestent les premiers effets indésirables après une exposition par voie orale ou par inhalation, d'après les observations tirées d'études épidémiologiques chez les humains et d'études toxicologiques chez les animaux (ATSDR, 2012; EFSA, 2009; FAO/WHO, 2011).

Environnement Canada et Santé Canada ont classé le cadmium et ses composés dans le groupe des substances probablement cancérogènes pour l'être humain par inhalation (Environnement Canada et Santé Canada, 1994). Plus récemment, le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé le cadmium et ses composés dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains, d'après diverses données, notamment des associations entre l'exposition professionnelle par inhalation et le cancer du poumon (CIRC, 2012). Il n'existe pas suffisamment de données probantes pour déterminer si une exposition au cadmium par voie orale peut avoir des effets cancérogènes (ATSDR, 2012).

Santé Canada et Environnement Canada ont conclu que les composés inorganiques du cadmium présentent un risque pour l'environnement ainsi que pour la santé ou la vie humaine en raison de leur potentiel cancérogène et de leurs effets sur les reins (Environnement Canada et Santé Canada, 1994). Ces composés figurent sur la Liste des substances toxiques : annexe 1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]). Cette loi permet au gouvernement fédéral de contrôler l'importation, la fabrication, la distribution et l'utilisation de composés inorganiques du cadmium au Canada (Canada, 1999; Canada, 2000). En vertu de la LCPE (1999), des mesures de gestion des risques ont été élaborées pour contrôler les rejets de cadmium issus de la production thermique d'électricité, de la fusion des métaux et de la fabrication de l'acier (Environnement Canada, 2013).

Le cadmium fait partie des éléments traces analysés dans le cadre de l'Étude canadienne sur l'alimentation totale actuellement menée par Santé Canada (Santé Canada, 2016). Les produits alimentaires analysés sont les plus représentatifs du régime alimentaire de la population canadienne. L'étude vise à estimer les concentrations des substances chimiques auxquelles la population canadienne est exposée par l'intermédiaire de l'alimentation, selon la tranche d'âge et le sexe. D'après les données obtenues dans le cadre de cette étude et d'autres enquêtes menées par l'Agence canadienne d'inspection des aliments, Santé Canada a conclu que l'exposition alimentaire au cadmium ne présente pas de risque pour la santé de la population canadienne (Santé Canada, 2018a). Au Canada, la quantité de cadmium pouvant être libérée de toute une série de produits de consommation est réglementée en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation (Canada, 2010a). Ces produits de consommation réglementés en matière de quantité de cadmium pouvant être libérée comprennent les produits émaillés en verre ou en céramique, de même que les peintures et autres revêtements appliqués sur les berceaux, les jouets et d'autres produits susceptibles d'être utilisés par un enfant au cours d'activités d'apprentissage ou de jeux (Canada, 1998; Canada, 2010b; Canada, 2011; Santé Canada, 2009). De plus, étant donné que certains bijoux pour enfants vendus au Canada contenaient de fortes concentrations de cadmium, Santé Canada a finalisé et publié en 2018 une ligne directrice pour limiter la teneur totale de cadmium dans ces bijoux dans le cadre du Règlement sur les bijoux pour enfants pris en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation (Canada, 2018). Le cadmium et ses composés figurent à titre d'ingrédients interdits sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients de cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2018b). Sur la base de critères sanitaires, Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable ont élaboré conjointement une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de cadmium dans l'eau potable (Santé Canada, 2017; Santé Canada, 2019).

Une étude de biosurveillance menée dans la région de la ville de Québec auprès de 500 participants âgés de 18 à 65 ans a trouvé que la moyenne géométrique (MG) de la concentration de cadmium dans l'urine et dans le sang total était respectivement de 4,79 nmol/L (0,54 µg/L) et de 6,15 nmol/L (0,69 µg/L) (INSPQ, 2004). L'Initiative de biosurveillance des Premières nations (IBPN) était une étude de biosurveillance représentative menée à l'échelle nationale auprès des membres adultes des Premières nations vivant dans une réserve au sud du 60e parallèle (APN, 2013). Un total de 503 membres âgés de 20 ans et plus, représentant 13 communautés des Premières nations choisies au hasard au Canada, ont participé à cette étude. En 2011, la moyenne géométrique et la valeur correspondant au 95e centile de la concentration sanguine de cadmium étaient respectivement de 0,96 µg/L et de 4,65 µg/L. Dans le Nord canadien, le volet portant sur les contaminants de l'enquête sur la santé des Inuits (2007 à 2008) a permis de mesurer la charge corporelle du cadmium de 2 172 participants inuits de 36 communautés du Nunavut, du Nunatsiavut et de la région désignée des Inuvialuit (Laird et coll., 2013). La MG de la concentration sanguine de cadmium pour l'ensemble des participants âgés de 18 ans et plus était de 1,6 μg/L. L'Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement (étude MIREC) est une étude prospective de biosurveillance menée à l'échelle nationale de 2008 à 2011 auprès de femmes enceintes âgées de 18 ans et plus provenant de 10 villes canadiennes (Arbuckle et coll., 2013). Dans l'étude MIREC portant sur 1 938 participantes au premier trimestre de grossesse, la moyenne géométrique et la valeur correspondant au 95e centile de la concentration sanguine de cadmium étaient respectivement de 0,2197 μg/L et de 1,124 μg/L (Arbuckle et coll., 2016).

La concentration de cadmium dans le sang total a été mesurée pour tous les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011), du cycle 3 (2012 à 2013), du cycle 4 (2014 à 2015) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS). Les données de ces cycles sont exprimées en µg/L de sang. La concentration de cadmium dans l'urine a été mesurée pour tous les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données urinaires de ces cycles sont exprimées à la fois en µg/L et en µg/g de créatinine. La présence d'une quantité mesurable de cadmium dans le sang ou l'urine est un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs. La concentration de cadmium dans les cheveux des participants âgés de 20 à 59 ans a également été mesurée lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données agrégées de ces analyses figurent à l'annexe D.

Références

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• USGS (U.S. Geological Survey) (2018). Mineral Commodity Summaries 2018. Reston, VA. [consulté le 14 février 2019].

8.5 Chrome

Le chrome (n^o CAS 7440-47-3) est un élément naturel présent en quantité infime (0,01 %) dans la croûte terrestre (ATSDR, 2012; Santé Canada, 2016). C'est un métal de transition qui présente différentes propriétés selon son état d'oxydation. Le chrome peut exister sous neuf différents états d'oxydation, les formes trivalente (chrome [III]) et hexavalente (chrome [VI]) étant les plus couramment détectées dans l'environnement (Environnement Canada et Santé Canada, 1994; Santé Canada, 2016). Il n'est pas présent dans l'environnement sous sa forme élémentaire, mais plutôt sous forme de complexes avec l'oxygène, le fer ou le plomb (Santé Canada, 2016).

Le chrome est libéré dans l'environnement par des processus naturels et anthropiques. Le vieillissement climatique et l'érosion du sol et des roches ainsi que les émissions volcaniques en constituent des sources naturelles (OMS, 2003; Santé Canada, 2016). Plus de 70 % du chrome rejeté dans l'air, le sol et l'eau provient de sources anthropiques comme l'extraction par fusion et l'affinage de métaux communs non ferreux, la production et la combustion de combustibles fossiles, la fabrication industrielle et le traitement de produits à base de chrome (ATSDR, 2012; Environnement et Changement climatique Canada, 2017; Santé Canada, 2016). Le chrome (VI) est rarement naturellement présent dans l'environnement; il est principalement produit lors de la réduction du minerai de chromite au cours de la production industrielle de chrome métal. Cet état d'oxydation représente un tiers du chrome total de sources anthropiques rejeté dans l'atmosphère (ATSDR, 2012; CIRC, 2012).

Le chrome est principalement utilisé dans des applications électriques, la préservation du bois et l'industrie automobile ainsi que dans l'industrie métallurgique où il sert à produire de l'acier inoxydable et de la fonte alliée au chrome (ATSDR, 2012; Santé Canada, 2016). Il est également employé dans plusieurs autres procédés comme la production de peintures, de colorants textiles et de mordants, de catalyseurs et de pâtes et papiers ainsi que dans le tannage du cuir, l'électrodéposition et la médecine clinique (OMS, 2003; Santé Canada, 2016).

Les principales sources d'exposition sont l'alimentation pour le chrome (III), et l'eau potable et l'air ambiant pour le chrome (VI) (CIRC, 2012; Santé Canada, 2016). Cependant, la concentration de chrome total dans la plupart des échantillons d'eau potable analysés au Canada était inférieure à la limite de détection (Santé Canada, 2016). L'inhalation de chrome provient principalement de la fumée du tabac ou du fait de résider à proximité d'une zone contaminée ou d'une source d'émissions comme une installation industrielle. L'exposition cutanée provient de l'utilisation de produits de consommation contenant du chrome, comme les agents de nettoyage, les textiles et le cuir (ATSDR, 2012).

Le chrome (III) est un nutriment essentiel qui joue un rôle dans le métabolisme humain, tandis que le chrome (VI) correspond à l'état d'oxydation qui présente le plus grand risque pour la santé (ATSDR, 2012; Dayan et Paine, 2001; IOM, 2001). Le résumé sur la toxicocinétique et les effets sur la santé sera donc axé sur le chrome (VI). Le chrome (VI) peut être absorbé par voie orale ou par inhalation. Son absorption dans le tractus gastro-intestinal est faible (7 % environ) : le chrome (VI) est partiellement réduit en chrome (III) dans l'estomac, ce qui en réduit l'absorption (CIRC, 2012; OMS, 2003; Santé Canada, 2016). Le chrome (VI) est facilement absorbé par inhalation, mais la fraction absorbée repose sur plusieurs facteurs, comme les propriétés des particules inhalées et le degré de réduction du chrome (VI) en chrome (III). L'absorption cutanée de chrome (VI) peut être importante, surtout si la peau est abîmée (ATSDR, 2012). Après son absorption dans la circulation sanguine, le chrome (VI) pénètre dans les globules rouges où il est réduit en chrome (III), fixé à l'hémoglobine et à d'autres protéines cellulaires, puis lentement éliminé de la cellule (ATSDR, 2012; CIRC, 2012; Dayan et Paine, 2001). D'une manière générale, le chrome (VI) est instable dans l'organisme et est réduit en chrome (III), ce qui peut conduire à la formation d'intermédiaires réactifs, d'adduits de chrome à des protéines et à l'ADN, et de radicaux libres secondaires (ATSDR, 2012). Le chrome est distribué dans presque tous les tissus, notamment le sang, le foie, les poumons, la rate et les reins; sa demi-vie dans le sang est d'environ 30 jours (EPA, 1998; OMS, 2003; Santé Canada, 2016). Le chrome peut également être transféré aux fœtus par le placenta et aux nourrissons par le lait maternel (ATSDR, 2012). Le chrome (VI) absorbé par inhalation est excrété principalement dans l'urine sous forme trivalente (OMS, 2003; Santé Canada, 2016), alors qu'après une exposition par voie orale il est principalement excrété dans les matières fécales (CIRC, 2012).

Les concentrations de chrome mesurées dans l'urine, le sang total, le plasma, les globules rouges et les lymphocytes peuvent servir de biomarqueurs de l'exposition (ATSDR, 2012; Devoy et coll., 2016). Le chrome (III) ne pouvant pas franchir la membrane des globules rouges, la présence de chrome dans ces cellules constitue un marqueur spécifique d'une exposition au chrome (VI); la présence de chrome total dans l'urine peut représenter une exposition au chrome (III) ou au chrome (VI) (Devoy et coll., 2016).

La toxicité du chrome dépend de sa forme et de la voie d'exposition (Santé Canada, 2016). L'ingestion de fortes doses de chrome (VI) peut provoquer une toxicité aiguë, avec pour effets des troubles gastro-intestinaux, rénaux, hépatiques et respiratoires, une diathèse hémorragique et des convulsions, et la mort suite à un collapsus cardiovasculaire après de très fortes doses (OMS, 2003; Santé Canada, 2016). Il n'existe pas de données probantes claires sur la toxicité chronique (non cancérogène) du chrome après son ingestion par voie orale. Toutefois, des travailleurs exposés de façon chronique au chrome (VI) par inhalation ont manifesté des symptômes respiratoires, notamment des saignements du nez, des irritations ou une atrophie des muqueuses nasales, une bronchite et une pneumonie (ATSDR, 2012). Des troubles cutanés tels que des ulcères cutanés chroniques ou une dermatite irritative aiguë ont été signalés chez des travailleurs exposés par voie cutanée à des matériaux contenant du chrome (Dayan et Paine, 2001).

Les données relatives à la toxicité du chrome (VI) pour la reproduction humaine sont limitées, mais certaines études laissent supposer qu'une exposition professionnelle peut entraîner une numération, une morphologie et une motilité anormales des spermatozoïdes (ATSDR, 2012). Des études portant sur l'exposition professionnelle ont également démontré que le chrome (VI) et ses composés avaient des effets génotoxiques (ATSDR, 2012). Plusieurs études épidémiologiques menées chez des travailleurs des secteurs de la production de chromates et de pigments de chromate ou de l'électrodéposition au chrome ont signalé que l'inhalation du chrome (VI) est associée au cancer du poumon et possiblement à un cancer du nez et des sinus (CIRC, 2012; OMS, 2003; Santé Canada, 2016). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé les composés du chrome (VI) dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains, d'après des données probantes suffisantes de sa cancérogénicité (cancer du poumon) chez les humains et les animaux de laboratoire (CIRC, 2012).

Santé Canada et Environnement Canada ont conclu que les composés du chrome (VI) peuvent être nocifs pour l'environnement et constituer un danger pour la vie ou la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada, 1994). Le chrome (VI) et ses composés figurent sur la Liste des substances toxiques : annexe 1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]) (Canada, 1999). Cette loi permet au gouvernement fédéral de contrôler l'importation, la fabrication, la distribution et l'utilisation de composés du chrome (VI) au Canada. En vertu de la LCPE (1999), des mesures de gestion des risques ont été élaborées pour contrôler les rejets de chrome (VI) issus de la production thermique d'électricité, des applications de préservation du bois, de l'électrodéposition, de l'anodisation et de la gravure inversée (Environnement et Changement climatique Canada, 2017). Le chrome, l'acide chromique et ses sels figurent à titre d'ingrédients interdits sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients des cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2018).

Sur la base de critères sanitaires, Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable ont élaboré conjointement une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de chrome total dans l'eau potable (Santé Canada, 2016). Cette recommandation tient également compte de la capacité des techniques de traitement actuellement disponibles à réduire la concentration de chrome dans l'eau potable à des concentrations égales ou inférieures à celles recommandées.

La concentration de chrome dans les globules rouges a été mesurée pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS). Les données de ce cycle sont exprimées en µg/L de globules rouges. Le chrome (VI) est la seule forme de chrome inorganique à pénétrer dans les cellules. La présence d'une quantité mesurable de chrome dans les globules rouges est donc un indicateur d'une exposition récente au chrome (VI), mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs. La concentration de chrome total dans les cheveux des participants âgés de 20 à 59 ans a également été mesurée lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données agrégées de ces analyses figurent à l'annexe D.

Références

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• CIRC (Centre international de recherche sur le cancer) (2012). IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans – Volume 100C: Arsenic, Metals, Fibres, and Dusts. Lyon : Organisation mondiale de la Santé. [consulté le 26 juillet 2018].
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8.6 Mercure

Le mercure (n^o CAS 7439-97-6) est un métal mou de couleur blanc argenté, liquide à température ambiante, qui est présent de façon naturelle dans la croûte terrestre à une concentration moyenne d'environ 0,000005 % (Emsley, 2001). Le mercure existe sous formes élémentaire, inorganique et organique (CCME, 1999). Le mercure élémentaire et celui sous certaines formes organiques ont des pressions de vapeur suffisamment élevées pour être présents sous forme de vapeur dans l'air (ATSDR, 1999; ATSDR, 2013). Le méthylmercure (monométhylmercure) et le diméthylmercure sont les composés organiques du mercure les plus répandus dans l'environnement. Le mercure peut être transformé en ses formes élémentaire, inorganique et organique par divers processus, dont la transformation biologique (Environnement et Changement climatique Canada, 2017).

Le mercure est présent partout dans l'environnement, y compris dans les régions éloignées de l'Arctique, en raison de sa persistance, de sa mobilité et de sa tendance à s'accumuler dans les régions froides. Les sources naturelles de mercure comprennent les éruptions volcaniques et l'érosion naturelle des dépôts de mercure (Environnement Canada et Santé Canada, 2013). Le métabolisme du mercure inorganique par les microorganismes dans l'environnement produit du mercure organique (p. ex., le méthylmercure) qui se bioaccumule souvent dans les chaînes alimentaires terrestres et aquatiques (ATSDR, 1999; ATSDR, 2013). Les sources anthropiques de mercure inorganique incluent l'extraction et la fonte de minerais métalliques, la combustion de combustibles fossiles comme le charbon, l'incinération de déchets ménagers, la production de ciment ainsi que les boues et les eaux résiduaires (PNUE, 2002). Le mercure inorganique dans l'environnement peut également provenir de l'élimination de produits contenant du mercure.

Le mercure possède des propriétés uniques qui le rendent utile dans certains produits comme les dispositifs de câblage, les interrupteurs et les instruments scientifiques de mesure, notamment les vacuomètres et les thermomètres (ATSDR, 1999; ATSDR, 2013). À l'heure actuelle, il est interdit de fabriquer ou d'importer au Canada tout produit contenant du mercure, sauf quelques produits essentiels comme certaines applications relatives à la médecine et à la recherche, les amalgames dentaires, les lampes fluorescentes et d'autres types de lampes (Canada, 2014). L'utilisation d'ampoules contenant du mercure augmente en raison du remplacement généralisé des ampoules à incandescence par des ampoules fluorescentes compactes. On utilise également le mercure comme catalyseur industriel et dans les réactifs de laboratoire, les désinfectants, les liquides d'embaumement et certains produits pharmaceutiques. Les amalgames dentaires, qui contiennent environ 50 % de mercure, représentent une autre utilisation importante de mercure inorganique (IMERC, 2010; SCENIHR, 2015). Selon les estimations tirées des données ayant été recueillies au cours du cycle 1 (2007 à 2009) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS), environ 64 % de la population canadienne âgée de six ans et plus possède au moins une dent restaurée à l'amalgame (Richardson, 2014).

Pour la population générale au Canada, la consommation de poissons de grande taille représente la principale source d'exposition au mercure, principalement sous forme de méthylmercure (Santé Canada, 2007). Dans une moindre mesure, la population est également exposée au mercure inorganique provenant de sources telles que les amalgames dentaires (Santé Canada, 1996; Santé Canada, 2004; SCENIHR, 2015). Elle peut aussi être exposée au mercure élémentaire par l'inhalation de vapeurs dans l'air ambiant, par ingestion ou au cours de traitements dentaires ou médicaux (ATSDR, 1999). Une exposition au méthylmercure peut se produire in utero par le sang ombilical et peut également être transféré aux nourrissons par le lait maternel (Environnement et Changement climatique Canada, 2016).

Après son ingestion par voie orale, environ 95 % du méthylmercure est absorbé dans le tractus gastro-intestinal (ATSDR, 1999; ATSDR, 2013). Une fois absorbé, le mercure organique est distribué dans tous les tissus, y compris les cheveux, mais il s'accumule surtout dans les reins. Le méthylmercure traverse facilement la barrière hématoencéphalique et pénètre dans le cerveau; chez les femmes enceintes, il peut facilement traverser la barrière placentaire et atteindre le fœtus (Environnement et Changement climatique Canada, 2016; Santé Canada, 2004). Dans l'organisme, le mercure inorganique produit par la déméthylation du mercure organique absorbé s'accumule principalement dans le foie et les reins. La demi-vie du méthylmercure dans le sang est de 42 à 70 jours chez les humains (Environnement et Changement climatique Canada, 2016). Le mercure absorbé par l'organisme est excrété principalement dans les matières fécales, et une faible quantité dans l'urine sous forme de mercure inorganique (ATSDR, 1999; ATSDR, 2013; Environnement et Changement climatique Canada, 2016).

De façon générale, moins de 10 % du mercure inorganique est absorbé dans le tractus intestinal (Santé Canada, 2004). Ce mercure inorganique absorbé s'accumule facilement dans les reins (IPCS, 2003), mais également dans les tissus placentaires, sans toutefois franchir les barrières placentaire ou hématoencéphalique aussi facilement que le mercure élémentaire ou le méthylmercure (Santé Canada, 2004). L'excrétion des composés de mercure élémentaire et inorganique se fait principalement dans l'urine et les matières fécales, la demi-vie de la dose absorbée étant d'environ d'un ou deux mois (IPCS, 2003).

Le mercure élémentaire est absorbé dans les poumons et le tractus gastro-intestinal, ses taux d'absorption étant respectivement d'environ 80 % et 0,01 % (Santé Canada, 2004). Une fois absorbé, le mercure élémentaire pénètre dans la circulation sanguine et est rapidement acheminé vers d'autres parties de l'organisme, y compris le cerveau et les reins. À l'instar du mercure organique, il franchit facilement les barrières placentaire et hématoencéphalique (Santé Canada, 2004). Une fois dans l'organisme, le mercure élémentaire s'oxyde dans les tissus pour produire des formes inorganiques; il peut y rester pendant des semaines ou des mois, sa demi-vie étant d'environ 60 jours (Sandborgh-Englund et coll., 1998).

La concentration de mercure dans l'urine sert généralement à évaluer l'exposition de longue durée au mercure élémentaire et inorganique (IPCS, 2003). Les cheveux peuvent également servir de biomarqueurs de l'exposition chronique. Cependant, comme les formes inorganiques du mercure ne sont excrétées qu'en faibles quantités dans les cheveux, ces derniers ne sont pas un biomarqueur approprié de l'exposition au mercure inorganique (ATSDR, 1999; ATSDR, 2013; IPCS, 2003). La concentration de mercure total dans le sang reflète principalement une exposition alimentaire récente à des formes organiques du mercure, notamment le méthylmercure (ATSDR, 1999; ATSDR, 2013; IPCS, 2003). Cette concentration sanguine est reconnue comme mesure raisonnable de l'exposition au méthylmercure, bien qu'il est également possible de mesurer directement la concentration de méthylmercure dans le sang. Après un examen des données provenant de plusieurs pays occidentaux, l'Organisation mondiale de la Santé (OMS) a estimé que la concentration moyenne de mercure total dans le sang pour la population est d'environ 8 µg/L (OMS, 1990). Chez les personnes qui consomment du poisson tous les jours, la concentration de méthylmercure dans le sang peut atteindre 200 µg/L (OMS, 1990).

Le mercure est toxique pour les humains, ses effets reposant sur sa forme chimique, la voie d'exposition, le moment et la durée de l'exposition et la dose absorbée. L'exposition chronique par ingestion de faibles doses de méthylmercure n'entraîne pas toujours de symptômes observables (Santé Canada, 2007). Des dommages neurologiques et une neurotoxicité développementale sont les principaux effets associés à l'exposition par voie orale aux composés de mercure organique (ATSDR, 2013; EFSA CONTAM Panel, 2012; FAO/WHO, 2011; Santé Canada, 2007). Les symptômes d'hydrargie liée au mercure organique sont les suivants : des fourmillements dans les extrémités; des troubles de la vision périphérique, de l'ouïe, du goût et de l'odorat; des troubles de l'élocution; une faiblesse musculaire et une démarche instable; une irritabilité; des pertes de mémoire; une dépression; et des troubles du sommeil. L'exposition d'un fœtus ou d'un jeune enfant au mercure organique peut avoir des effets sur le développement du système nerveux et influer sur la motricité fine, l'attention, l'apprentissage verbal et la mémoire (ATSDR, 2013; Santé Canada, 2007). Les risques liés à l'exposition au mercure élémentaire reposent sur les niveaux d'exposition, la vapeur libérée par cette forme du mercure étant facilement absorbée par l'organisme par inhalation. L'inhalation de vapeurs de mercure peut entraîner des troubles respiratoires, cardiovasculaires, rénaux et neurologiques. En 1996, Santé Canada a conclu que l'exposition au mercure par les amalgames dentaires ne nuit pas à la santé de la population générale (Santé Canada, 1996). La plupart des études publiées depuis la publication de ce rapport indiquent qu'il n'y a aucun lien entre l'exposition au mercure inorganique des amalgames dentaires et des effets neurologiques chez les enfants ou les adultes (Bates et coll., 2004; Bellinger et coll., 2007; DeRouen et coll., 2006; Factor-Litvak et coll., 2003; SCENIHR, 2015).

Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé les composés de méthylmercure dans le groupe 2B, à savoir celui des agents peut-être cancérogènes pour les humains, sur la base de données recueillies chez les animaux qui établissent un lien avec certains types de cancer, notamment le cancer du rein (CIRC, 1993). Le CIRC a classé les composés de mercure élémentaire et inorganique dans le groupe 3, à savoir celui des agents inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains (CIRC, 1993).

L'Évaluation mondiale du mercure du Programme des Nations Unies pour l'environnement (PNUE) a conclu qu'il existe suffisamment de données probantes sur les effets néfastes du mercure pour justifier une action internationale de réduction des risques pour la santé humaine et l'environnement (PNUE, 2013). Des négociations internationales menées dans le cadre du PNUE ont mené à la signature de la Convention de Minamata sur le mercure, un accord mondial juridiquement contraignant qui vise à éliminer les émissions et les rejets de mercure (PNUE, 2017). La Convention de Minamata vise à réduire les émissions atmosphériques, l'approvisionnement, le commerce et l'utilisation de mercure à l'échelle mondiale, et à trouver des solutions pour le stockage écologique du mercure et des déchets du mercure. Elle soutient également une élimination progressive des amalgames dentaires dans les traitements de restauration.

Au Canada, le mercure et ses composés figurent sur la Liste des substances toxiques : annexe 1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]) (Canada, 1999; Canada, 2012). Les mesures en vigueur et prévues pour gérer les risques liés au mercure sont résumées dans la Stratégie de gestion du risque relative au mercure du gouvernement du Canada (Environnement Canada et Santé Canada, 2010; Environnement Canada et Santé Canada, 2013). Ces mesures de gestion des risques comprennent plusieurs standards pancanadiens qui visent à réduire les rejets de mercure dans l'environnement (CCME, 2000; CCME, 2005; CCME, 2006; CCME, 2007). Le Règlement sur les produits contenant du mercure entré en vigueur en 2015 interdit la fabrication et l'importation de produits contenant du mercure ou l'un de ses composés, et fixe les teneurs maximales en mercure pour les produits exemptés (Canada, 2014). Le Règlement sur les revêtements pris en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation limite la teneur en mercure de tout revêtement annoncé, vendu ou importé au Canada (Canada, 2005). De plus, le Règlement sur les jouets interdit la présence de tout composé de mercure dans les revêtements appliqués à un produit susceptible d'être utilisé par un enfant au cours d'activité d'apprentissage ou de jeux (Canada, 2011). Le mercure et ses composés figurent également à titre d'ingrédients interdits sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients des cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2018a). Le Règlement sur les aliments et drogues interdit la vente au Canada de médicaments pour usage humain contenant du mercure, ses sels ou ses dérivés, sauf dans certains cas précis, y compris ceux dans lesquels il est présent sous forme d'agent de conservation (Canada, 1978).

Santé Canada a établi une valeur guide de 20 µg/L pour la concentration sanguine de méthylmercure de la population adulte; toute concentration sanguine inférieure à cette valeur est considérée comme faisant partie de la plage acceptable (Santé Canada, 2004). Pour les enfants (moins de 18 ans), les femmes enceintes et les femmes en âge de procréer (moins de 50 ans), on a proposé une valeur guide provisoire de 8 µg/L pour la concentration sanguine de méthylmercure dans le but de protéger le système nerveux en développement (Legrand et coll., 2010). Sur la base de critères sanitaires, Santé Canada et le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable ont élaboré conjointement une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de mercure dans l'eau potable (Santé Canada, 1986; Santé Canada, 2017a). Santé Canada a également établi la concentration maximale de mercure dans les poissons vendus au détail (Santé Canada, 2018b) et fournit des consignes de consommation à l'égard de certains types de poisson (Santé Canada, 2017b). Le mercure a également été analysé dans le cadre de l'Étude sur l'alimentation totale actuellement menée par Santé Canada (Dabeka et coll., 2003; Santé Canada, 2009). Les produits alimentaires analysés sont les plus représentatifs du régime alimentaire de la population canadienne. L'étude vise à estimer les concentrations des substances chimiques auxquelles la population canadienne est exposée par l'intermédiaire de l'alimentation, selon la tranche d'âge et le sexe.

Durant le cycle 1 (2007 à 2009) de l'ECMS, la moyenne géométrique (MG) de la concentration de mercure total dans le sang au sein de la population canadienne âgée de 6 à 79 ans était de 0,69 µg/L (Lye et coll., 2013). Chez la majorité (97,8 %) des femmes canadiennes âgées de 16 à 49 ans, y compris les femmes enceintes, la concentration de mercure dans le sang était inférieure à la valeur guide provisoire de 8 µg/L établie par Santé Canada (Lye et coll., 2013). La MG de la concentration urinaire de mercure inorganique était de 0,10 µg/L pour les participants du cycle 1 de l'ECMS n'ayant aucun amalgame dentaire, alors qu'elle était de 0,22 µg/L pour tous les participants (Nicolae et coll., 2013). En règle générale, les concentrations moyennes de mercure inorganique dans l'urine étaient proportionnelles aux surfaces d'amalgames, en plus d'être légèrement plus élevées chez les femmes que chez les hommes (Nicolae et coll., 2013). L'ECMS exclut les personnes vivant dans les réserves et tout autre peuplement autochtone des provinces canadiennes. Toutefois, cette sous-population a été étudiée dans le cadre de l'Initiative de biosurveillance des Premières nations, une étude de biosurveillance représentative menée à l'échelle nationale auprès des membres adultes des Premières nations vivant dans une réserve au sud du 60e parallèle (APN, 2013). Un total de 503 membres âgés de 20 ans et plus, représentant 13 communautés des Premières nations choisies au hasard au Canada, ont participé à cette étude. En 2011, la MG et la valeur correspondant au 95e centile de la concentration sanguine de mercure total étaient respectivement de 0,95 µg/L et de 9,28 µg/L. La MG et la valeur correspondant au 95e centile de la concentration urinaire de mercure inorganique étaient respectivement de 0,26 µg/L et de 1,98 µg/L.

La concentration de mercure total dans le sang total a été mesurée pour tous les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011), du cycle 3 (2012 à 2013), du cycle 4 (2014 à 2015) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. La concentration de méthylmercure dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 20 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) et du cycle 4 (2014 à 2015), et pour ceux âgés de 3 à 19 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. La concentration de mercure inorganique dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 19 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données de ces cycles sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable de mercure dans le sang est un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs. La concentration de mercure total dans les cheveux des participants âgés de 20 à 59 ans a également été mesurée lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données agrégées de ces analyses figurent à l'annexe D.

La concentration de mercure inorganique dans l'urine a été mesurée pour les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) et du cycle 4 (2014 à 2015) de l'ECMS.

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8.7 Sélénium

Le sélénium (n^o CAS 7782-49-2) est un élément trace naturel qui est largement répandu dans l'environnement à l'état inorganique sous forme de séléniure, de sélénate et de sélénite, mais rarement sous forme de sélénium élémentaire. Il est présent dans la croûte terrestre à une concentration moyenne d'environ 0,000009 % (Schamberger, 1984). Le sélénium est un élément trace essentiel requis pour le maintien d'une bonne santé chez les humains.

Sous sa forme organique, le sélénium est présent en quantité infime dans la plupart des tissus végétaux et animaux (Schamberger, 1984). Des niveaux élevés de sélénium peuvent survenir naturellement dans l'environnement en raison du vieillissement climatique des dépôts de métaux communs et des sols (CCME, 2009). Le sélénium est également rejeté dans l'environnement par des activités anthropiques comme les procédés d'extraction ou métallurgiques (CCME, 2009). Les cheminées des incinérateurs, la combustion du charbon et du pétrole et les processus de combustion à grande échelle en sont d'autres sources d'émissions anthropiques.

Le sélénium était principalement utilisé dans le secteur de l'électronique sous forme de triséléniure d'arsenic dans les photorécepteurs de photocopieurs (USGS, 2001). En raison de ses diverses propriétés électriques et conductrices, il est utilisé dans les posemètres, les cellules photoélectriques et solaires, les semi-conducteurs et les électrodes des lampes à arc. Il sert également d'agent colorant et décolorant pour le verre, et permet de réduire la transmission de chaleur solaire par le verre architectural (USGS, 2004). Il est également présent dans l'acier inoxydable, l'émail, les encres, le caoutchouc, les piles, les explosifs, les engrais, les aliments pour animaux, les produits pharmaceutiques et les shampooings (ATSDR, 2003).

La population canadienne est exposée aux composés de sélénium dans les aliments, l'air ambiant, l'eau potable, le sol et les produits de santé naturels. Pour la population générale, dans tous les groupes d'âge, plus de 99 % de la dose journalière totale de sélénium proviendrait de l'alimentation (CCME, 2009). L'absorption du sélénium dépend de sa forme chimique, les formes organiques étant absorbées plus facilement (plus de 90 %) que les formes inorganiques (plus de 50 %) (IOM, 2000). Elle dépend également du niveau global d'exposition; l'absorption est inversement proportionnelle aux concentrations de sélénium dans l'organisme (IOM, 2000). Une fois dans l'organisme, le sélénium se concentre généralement dans le foie et les reins, quelle que soit sa forme chimique initiale. Il peut également être présent dans les ongles et les cheveux (IOM, 2000). L'élimination du sélénium se fait en trois phases, avec des demi-vies d'environ un jour, une semaine et trois mois (ATSDR, 2003). Environ 50 à 80 % du sélénium absorbé est éliminé dans l'urine (Marier et Jaworski, 1983). Les concentrations de sélénium dans l'organisme après une exposition de courte ou de longue durée peuvent être déterminées à partir des analyses de sang et d'urine (IOM, 2000). L'haleine humaine peut également servir de biomarqueur de l'exposition au sélénium lorsque d'importantes quantités de sélénium sont excrétées (IOM, 2000).

Le sélénium est un élément trace essentiel et un composant de plusieurs protéines et enzymes dans l'organisme (ATSDR, 2003; Santé Canada, 2010). Il intervient dans la lutte contre le stress oxydatif, la régulation des hormones thyroïdiennes ainsi que la régulation de l'état redox de la vitamine C et d'autres molécules (IOM, 2000). À elle seule, une carence en sélénium est rarement à l'origine de maladies manifestes; elle peut toutefois entraîner des changements biochimiques qui prédisposent à une maladie associée à d'autres stress (IOM, 2000). Certaines données indiquent qu'une concentration sous-optimale de sélénium peut entraîner des anomalies des spermatozoïdes et des effets sur leur motilité (Ahsan et coll., 2014). En raison de son caractère essentiel, Santé Canada a établi des apports nutritionnels recommandés pour le sélénium (Santé Canada, 2010; IOM, 2000).

L'intervalle thérapeutique du sélénium est étroit, et des effets nocifs peuvent survenir lorsque la dose de sélénium ingérée est supérieure à l'apport maximal tolérable (Santé Canada, 2010; IOM, 2000). Le seuil de toxicité du sélénium peut être difficile à déterminer, car il dépend notamment des types de protéines dans l'alimentation, des concentrations en vitamine E et des formes de sélénium auxquelles une personne est exposée (Santé Canada, 2014). L'ingestion aiguë d'une quantité excessive de sélénium par voie orale peut provoquer des nausées, des vomissements et une diarrhée. La sélénose, une maladie entraînant la perte des cheveux, constitue l'effet critique sur la santé d'une exposition chronique à des concentrations élevées de sélénium (c.-à-d. 10 à 20 fois plus élevées que les apports nutritionnels recommandés) (ATSDR, 2003; IOM, 2000; OMS, 2011). Le rôle du sélénium dans d'autres maladies chroniques comme le diabète, l'hypertension et les maladies cardiovasculaires fait l'objet d'études en cours (Benstoem et coll., 2015; Boosalis, 2008; Ogawa-Wong et coll., 2016). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a déterminé que le sélénium fait partie des agents inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains (groupe 3) (CIRC, 1975).

En vertu du Plan de gestion des produits chimiques, le gouvernement du Canada a mené une évaluation scientifique préalable pour déterminer si le sélénium et ses composés (y compris les 29 substances contenant du sélénium inscrites sur la Liste intérieure des substances) présentent ou pourraient présenter un risque pour la santé humaine ou l'environnement selon les critères détaillés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]) (Canada, 1999; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017a). Cette évaluation a conclu que le sélénium et ses composés sont toxiques en vertu de la LCPE (1999), étant donné qu'ils constituent un danger pour la santé humaine (d'après les taux potentiellement élevés observés dans certaines sous-populations au Canada) et l'environnement. Il est proposé d'inscrire le sélénium et ses composés sur la Liste des substances toxiques : annexe 1 de la LCPE (1999) (Canada, 1999; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017a). Des mesures de gestion des risques associés au sélénium et à ses composés ont été proposées, notamment des mesures visant à réduire les rejets de sélénium dans l'eau et la réduction de la dose journalière maximale autorisée de sélénium dans les produits de santé naturels (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017b). Le sélénium et ses composés (à l'exception du sulfure de sélénium) figurent à titre d'ingrédients interdits sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients des cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2018a).

Au Canada, la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation réglemente la teneur en sélénium lixiviable de plusieurs produits de consommation, notamment les peintures et autres revêtements appliqués sur les lits d'enfant, les jouets et d'autres produits susceptibles d'être utilisés par un enfant au cours d'activités d'apprentissage ou de jeux (Canada, 2010a; Canada, 2010b; Canada, 2011). Santé Canada a également fixé la concentration maximale de sélénium dans les produits de santé naturels au Canada (Santé Canada, 2018b). Sur la base de critères sanitaires, Santé Canada a élaboré une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de sélénium dans l'eau potable (Santé Canada, 2014). L'apport maximal tolérable en sélénium a été établi par l'Institute of Medicine en tenant compte de sa toxicité potentielle, puis adopté par Santé Canada (IOM, 2000; Santé Canada, 2010). Le sélénium fait également partie des éléments traces analysés dans le cadre de l'Étude canadienne sur l'alimentation totale actuellement menée par Santé Canada (Santé Canada, 2016). L'étude vise à estimer les concentrations des substances chimiques auxquelles la population canadienne est exposée par l'intermédiaire de l'alimentation, selon la tranche d'âge et le sexe.

Une étude de biosurveillance menée dans la région de la ville de Québec auprès de 500 participants âgés de 18 à 65 ans a trouvé que la moyenne géométrique de la concentration de sélénium dans le sang total était de 2,8 µmol/L (221,2 µg/L) (INSPQ, 2004).

La concentration de sélénium dans le sang total a été mesurée pour tous les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS). Les données de ces cycles sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable de sélénium dans le sang ou l'urine est un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs. Le sélénium étant un élément trace, il devrait être présent dans les liquides biologiques. La concentration de sélénium dans les cheveux des participants âgés de 20 à 59 ans a également été mesurée lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. Les données agrégées de ces analyses figurent à l'annexe D.

La concentration de sélénium dans l'urine a également été mesurée pour les participants âgés de 6 à 79 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011) de l'ECMS.

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