Troisième rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada

Erratum

Introduction - Erreur de comptage des nouvelles substances chimiques

Dans la section intitulée « Introduction » on indiquait par erreur 19 nouvelles substances chimiques de l'environnement sont mesurées au cours du cycle 3. Le nombre a été corrigé à 15.

Sélection des substances chimiques de l'environnement - Erreur dans les tableaux

Sous « Sélection des substances chimiques de l'environnement », dans le tableau intitulé « Substances chimiques mesurées pour les participants au cycle 3 de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (y compris les substances chimiques nouvellement incluses au cycle 3 et celles déjà analysées au cours des cycles 1 et 2) », les entrées pour le mercure inorganique dans le cycle 1, t,t-MA (acide trans,trans-muconique) dans le cyle 2, et S-PMA (acide S-phénylmercapturique) dans le cycle 2 indiquait par erreur « Non » pour leur inclusion dans ces cycles. Le tableau a été corrigé  pour indiquer « Oui ». L'entrée pour l'arsénocholine dans le cycle 2 indiquait par erreur « Oui » pour son inclusion dans ce cycle et a été corrigée à « Non ». L'entrée pour l'arsénobétaïne a été corrigée pour arsénobétaïne et arsénocholine.

Styrène, Xylènes - Suppression de certains énoncés

Dans les résumés sur le « Styrène » et les « Xylènes », le texte original incluait l'énoncé suivant : « Cependant, en 1995, le Comité consultatif fédéral-provincial de l'hygiène du milieu du travail a publié un rapport d'orientation sur la qualité de l'air intérieur, qui fournit une ligne directrice générale sur les taux de COV dans l'air extérieur et intérieur (Santé Canada, 1995). » Le document « Guide technique pour l'évaluation de la qualité de l'air dans les immeubles à bureaux » a été retiré du site de l'air intérieur de Santé Canada. Santé Canada estime que cette publication nécessite une mise à jour, mais que cette tâche ne relève pas du mandat actuel du programme d'air intérieur. Le guide a été publié à l'origine lorsque Santé Canada était responsable de répondre aux demandes d'enquête sur la qualité de l'air dans les édifices fédéraux. Cette activité est maintenant effectuée par Travaux publics et Services gouvernementaux Canada. Cet énoncé a maintenant été retiré des résumés.

Tétrachloroéthylène (Perchloroéthylène) - Erreurs dans le texte

Dans le résumé sur le « Tétrachloroéthylène (Perchloroéthylène) », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « Au Canada, la production de tétrachloroéthylène a cessé en 1992, mais on continue par l'évaporation de sources anthropiques (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). » Cela a été corrigé pour : « Au Canada, la production de tétrachloroéthylène a cessé en 1992, mais on continue d'importer ce COV pour l'utiliser principalement comme matière première ainsi que comme solvant dans les industries du nettoyage à sec et du nettoyage des pièces métalliques (Environnement Canada & Santé Canada, 1993c; Santé Canada, 1996a).

Le tétrachloroéthylène est libéré principalement dans l'atmosphère par l'évaporation de sources anthropiques (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). »

Le texte comprenait également l'énoncé tronqué suivant : « Il est possible de détecter les métabolites du tétrachloroéthylène dans l'urine, mais c'est le taux de tétrachloroéthylène dans le sang et dans entraîne plusieurs effets sur la santé humaine. Une exposition aiguë par inhalation, ingestion et contact cutané peut provoquer une irritation des membranes (ATSDR, 1997). » Cela a été corrigé pour : « Il est possible de détecter les métabolites du tétrachloroéthylène dans l'urine, mais c'est le taux de tétrachloroéthylène dans le sang et dans l'air expiré qui représente le biomarqueur le plus fiable d'une exposition récente au tétrachloroéthylène (ATSDR, 1997; CIRC, 2014).

On sait que l'exposition au tétrachloroéthylène entraîne plusieurs effets sur la santé humaine. Une exposition aiguë par inhalation, ingestion et contact cutané peut provoquer une irritation des membranes (ATSDR, 1997). »

Trichloroéthylène - Erreur dans le texte

Dans le résumé sur le « Trichloroéthylène », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « Récemment, compte tenu des données probantes nouvelles et suffisantes sur l'association entre l'exposition au trichloroéthylène et le cancer des reins chez les humains, lesquelles sont solidement étayées par des études sur des animaux de laboratoire, le Centre International de Recherche sur le Cancer a revu la classification du trichloroéthylène pour le placer dans le groupe 1, à savoir les humains (CIRC, 2014). » Cela a été corrigé pour : « Récemment, compte tenu des données probantes nouvelles et suffisantes sur l'association entre l'exposition au trichloroéthylène et le cancer des reins chez les humains, lesquelles sont solidement étayées par des études sur des animaux de laboratoire, le Centre International de Recherche sur le Cancer a revu la classification du trichloroéthylène pour le placer dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains (CIRC, 2014). »

Trihalométhanes - Reference Error

Dans le résumé sur les « Trihalométhanes », la référence aux « Recommandations pour la qualité de l'eau potable au Canada : document technique : Les trihalométhanes » de Santé Canada datant de 2009 qui est cité « Santé Canada, 2009d ». La référence a été corrigé avec l'année 2006 et la citation est maintenant la suivante : « Santé Canada, 2006a ».

Cotinine - Erreurs dans le texte

Dans le résumé sur le « Cotinine », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « Ces mesures comprennent l'interdiction de l'obligation de faire figurer des mises en garde liées à la santé sur les emballages du tabac, ainsi que des restrictions sur la promotion des produits du tabac, y compris leur présentation dans les points de vente au détail (Santé Canada, 2006b). » Cela a été corrigé pour : « Ces mesures comprennent l'interdiction de vendre du tabac aux jeunes, l'obligation de faire figurer des mises en garde liées à la santé sur les emballages du tabac, ainsi que des restrictions sur la promotion des produits du tabac, y compris leur présentation dans les points de vente au détail (Santé Canada, 2006b). » Dans le résumé sur le « Cotinine », le texte comprenait l'énoncé suivant : « Il ressort en effet de l'ECMS que certaines sous-populations de non-fumeurs, y compris les enfants, les adolescents et les personnes exposées à la fumée secondaire à domicile, présentent plus souvent des concentrations détectablesune concentration détectable de cotinine (= 1,1 µg/L), indicatives de l'expositionqui est un indicateur d'une exposition à la fumée secondaire (Wong et coll., 2013). » Cela a été corrigé pour : « Il ressort en effet de l'ECMS que certaines sous-populations de non-fumeurs, y compris les enfants, les adolescents et les personnes exposées à la fumée secondaire à domicile, présentent plus souvent des concentrations détectables de cotinine (= 1,1 µg/L), indicatives de l'exposition à la fumée secondaire (Wong et coll., 2013). »

Métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques: Aperçu - Erreur de Nº CAS

Dans l' « Aperçu » du résumé sur les métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques, le tableau intitulé « Métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) mesurés au cours du cycle 3 de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé, et composés HAP d'origine » indiquait que le  nº CAS pour 3-hydroxyfluoranthène était 206-44-0. Le nº CAS a éte corrigé pour 17798-09-3.

Benzo[a]pyrène - Erreur dans le texte

Dans le résumé sur le « Benzo[a]pyrène », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « Les preuves de la cancérogénicité du benzo[a]pyrène chez de nombreuses espèces animales sont solides, et elles sont étayées par les Cancer a classé le benzo[a]pyrène dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains (CIRC, 2012a). » Cela a été corrigé pour : « Les preuves de la cancérogénicité du benzo[a]pyrène chez de nombreuses espèces animales sont solides, et elles sont étayées par les résultats de diverses études menées en laboratoire et sur des humains. Pour cette raison, le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé le benzo[a]pyrène dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains (CIRC, 2012a). »

Chrysène - Erreur dans le texte

Dans le résumé sur le « Chrysène », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « Cependant, qui visaient à mesurer les concentrations urinaires de 1-, 2-, 3-, 4- et 6-hydroxychrysène chez les humains ont détecté du 3- et du 6-hydroxychrysène dans une petite proportion d'échantillons urinaires (Nethery et coll., 2012). » Cela a été corrigé pour : « Cependant, des études de biosurveillance des HAP qui visaient à mesurer les concentrations urinaires de 1-, 2-, 3-, 4- et 6-hydroxychrysène chez les humains ont détecté du 3- et du 6-hydroxychrysène dans une petite proportion d'échantillons urinaires (Nethery et coll., 2012). »

Fluorène - Erreur dans le texte

Dans le résumé sur le « Fluorène », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « peut être un bon biomarqueur prédictif pour évaluer précisément l'exposition au fluorène par inhalation (Nethery et coll., 2012). » Cela a été corrigé pour : « Le 3-hydroxyfluorène dans l'urine peut être un bon biomarqueur prédictif pour évaluer précisément l'exposition au fluorène par inhalation (Nethery et coll., 2012). »

Naphtalène - Erreur dans le texte

Dans le résumé sur le « Naphtalène », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « Une étude récente a déterminé que les boules antimites et certains ». Cela a été corrigé pour : « Une étude récente a déterminé que les boules antimites et certains matériaux et meubles dans les bâtiments (meubles en vinyle et en bois, murs et plafonds peints) apportaient une contribution significative aux concentrations de naphtalène dans l'air intérieur dans les maisons au Canada (Kang et coll., 2012). »

Pyrène - Erreur dans le texte

Dans le résumé sur le « Pyrène », le texte comprenait l'énoncé tronqué suivant : « Compte tenu des données probantes limitées sur sa cancérogénicité, le Centre International de Recherche sur le celui des agents inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains (CIRC, 2010). » Cela a été corrigé pour : « Compte tenu des données probantes limitées sur sa cancérogénicité, le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé le pyrène dans le groupe 3, à savoir celui des agents inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains (CIRC, 2010). »

Annexe A - Suppression d'une référence au groupe des laboratoires

Sous l' « Annexe A », le groupe de laboratoire ALS a été inclus dans la liste des laboratoires d'analyse qui ont effectué des analyses des substances chimiques de l'environnement et de la créatinine. Toutefois, les analyses du groupe de laboratoire ALS n'ont pas été incluses dans le présent rapport. La référence au Groupe de laboratoire ALS a été suppriméede ce rapport.

Table des matières

• Introduction
• Objectifs
• Conception de l'enquête
  • Population cible
  • Taille et répartition de l'échantillon
  • Stratégie d'échantillonnage
    • Échantillonnage des sites de collecte
    • Échantillonnage des logements et des participants
  • Sélection des substances chimiques de l'environnement
  • Considérations éthiques
• Travail sur le terrain
• Analyses de laboratoire
  • Acrylamide
  • Composés organiques volatils
    • Métabolites du benzène
  • Métabolite de la nicotine
  • Métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques
  • Métaux et éléments traces
    • Arsenic
    • Cadmium, plomb et mercure total
    • Fluorure
    • Mercure inorganique
    • Méthylmercure
  • Phénols dans l'environnement
  • Créatinine
• Analyses des données statistiques
• Considérations pour l'interprétation des données de biosurveillance
• Sommaire et résultats liés à l'acrylamide
  • Acrylamide
• Sommaires et résultats liés aux composés organiques volatils
  • Benzène et métabolites du benzène
  • Éthylbenzène
  • Styrène
  • Tétrachloroéthylène (Perchloroéthylène)
  • Toluène
  • Trichloroéthylène
  • Trihalométhanes
  • Xylènes
• Sommaire et résultats liés au métabolite de la nicotine
  • Cotinine
• Sommaires et résultats liés aux métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques
  • Aperçu
  • Benzo[a]pyrène
  • Chrysène
  • Fluoranthène
  • Fluorène
  • Naphtalène
  • Phénanthrène
  • Pyrène
• Sommaires et résultats liés aux métaux et éléments traces
  • Arsenic
  • Cadmium
  • Fluorure
  • Mercure
  • Plomb
• Sommaires et résultats liés aux phénols dans l'environnement
  • Bisphénol A
  • Triclosan
• Reférences
• Annexe A : Limites de détection
• Annexe B : Facteurs de conversion
• Annexe C : Créatinine

Introduction

Les tableaux qui suivent présentent des données à l'échelle nationale sur les concentrations de substances chimiques de l'environnement de la population canadienne. Les données ont été recueillies dans le cadre de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS), une enquête permanente menée à l'échelle nationale et portant sur les mesures directes de la santé. Statistique Canada, en partenariat avec Santé Canada et l'Agence de la santé publique du Canada, a lancé l'ECMS en 2007 pour recueillir des données sur la santé et le bien-être, ainsi que des échantillons biologiques auprès d'un groupe représentatif de l'ensemble de la population canadienne. Les échantillons biologiques ont été analysés en vue d'obtenir des indicateurs de l'état de santé, de l'état nutritionnel et de la présence de maladies chroniques et infectieuses, de même que des données sur la concentration de substances chimiques de l'environnement.

Le volet de l'ECMS sur la biosurveillance mesure la concentration de nombreuses substances chimiques de l'environnement ou de leurs métabolites dans le sang et l'urine des participants. Une substance chimique de l'environnement se définit comme étant une substance chimique d'origine anthropique ou naturelle, qui est présente dans l'environnement et à laquelle les humains peuvent être exposés dans différents milieux, notamment l'air, l'eau, les aliments, le sol, la poussière ou les produits de consommation.

Le premier Rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada, publié en août 2010, fournissait des données de référence sur la concentration de 92 substances chimiques de l'environnement mesurées au cours du cycle 1 de l'ECMS (Santé Canada, 2010a). Les données du cycle 1 ont été recueillies entre mars 2007 et février 2009 auprès de quelque 5 600 Canadiennes et Canadiens âgés de 6 à 79 ans, dans 15 sites répartis dans tout le Canada. Le Deuxième rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada est paru en avril 2013 (Santé Canada, 2013a). Les données du cycle 2 ont été recueillies entre août 2009 et novembre 2011 auprès de quelque 6 400 Canadiennes et Canadiens âgés de 3 à 79 ans, dans 18 sites répartis dans tout le Canada. Le cycle 2 portait sur 91 substances chimiques de l'environnement, dont 42 avaient également été mesurées au cours du cycle 1.

Les données du cycle 3 ont été recueillies entre janvier 2012 et décembre 2013 auprès de quelque 5 800 Canadiennes et Canadiens âgés de 3 à 79 ans, dans 16 sites répartis dans tout le Canada. Dans le cadre du cycle 3, 48 substances chimiques de l'environnement ont été mesurées dans des échantillons distincts, dont 33 avaient déjà été mesurées lors des cycles précédents.

Le tableau suivant offre un sommaire des substances chimiques de l'environnement mesurées lors des cycles 1, 2 et 3 de l'ECMS.

La collecte de données du cycle 4 de l'ECMS a débuté en janvier 2014 et se terminera fin 2015. La planification des cycles futurs est en cours.

Le site Web de Santé Canada offre une description générale de la conception et de la conduite de l'ECMS. Un accent particulier est mis sur le volet de biosurveillance. Le site contient également des sommaires descriptifs de chaque substance chimique présentant l'identité de la substance chimique, ses utilisations courantes, sa présence dans l'environnement, les sources potentielles d'exposition pour la population humaine, sa toxicocinétique dans l'organisme, ses effets sur la santé, son statut réglementaire, ainsi que les données canadiennes de biosurveillance existantes.

Des tableaux de données propres à chaque substance chimique sont présentés après le texte correspondant; ils sont répartis par groupe d'âge et par sexe, et offrent des statistiques descriptives sur la répartition de la concentration de la substance chimique dans le sang et l'urine de la population échantillonnée. Pour les 15 nouvelles substances chimiques de l'environnement mesurées au cours du cycle 3, les tableaux présentent des données de référence pour la population canadienne. Pour les substances chimiques qui ont également été mesurées lors des cycles précédents, les tableaux présentent les données de tous les cycles afin de faciliter leur comparaison. Les données sur les substances chimiques mesurées uniquement au cours du cycle 1 ou du cycle 2 figurent dans le Rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada (Santé Canada, 2010a) ou dans le Deuxième rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada (Santé Canada, 2013a).

Objectifs

Le but premier du volet de biosurveillance de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) est de fournir des données de biosurveillance humaine que les scientifiques et les responsables de la santé et de l'environnement pourront utiliser pour évaluer l'exposition aux substances chimiques de l'environnement et élaborer des politiques visant à réduire l'exposition aux substances chimiques toxiques, afin de protéger la santé de la population canadienne.

Les données de biosurveillance de l'ECMS serviront à des fins précises, notamment à :

• déterminer les concentrations de référence des substances chimiques présentes chez les Canadiennes et les Canadiens, en vue d'établir des comparaisons entre diverses sous-populations du Canada et avec d'autres pays
• déterminer les valeurs de référence des concentrations des substances chimiques présentes dans la population canadienne, pour suivre l'évolution temporelle de ces concentrations
• recueillir des données pour étayer établir des priorités et adopter des mesures visant à protéger la santé de la population canadienne et à protéger celle-ci d'une exposition aux substances chimiques de l'environnement
• évaluer l'efficacité des mesures de gestion des risques pour la santé et l'environnement mises en place pour réduire l'exposition à certaines substances chimiques et les risques pour la santé qui en résultent
• appuyer la recherche future sur les liens possibles entre l'exposition à certaines substances chimiques et la manifestation d'effets déterminés sur la santé
• collaborer aux programmes internationaux de surveillance, comme la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants

Conception de l'enquête

L'ECMS est une enquête transversale visant à combler les importantes lacunes et limites de l'information en matière de santé actuellement disponible au Canada. Son objectif principal est de recueillir des données de référence à l'échelle nationale sur des indicateurs clés de l'état de santé de la population canadienne, notamment ceux concernant l'exposition aux substances chimiques de l'environnement. Cette information est importante pour comprendre l'exposition aux facteurs de risque, dégager les nouvelles tendances relatives aux facteurs de risque et aux expositions, et faire progresser la surveillance de la santé et la recherche dans ce domaine au Canada. Des descriptions détaillées sur les justifications de l'ECMS, la conception de l'enquête, la stratégie d'échantillonnage, les aspects opérationnels et logistiques du centre d'examen mobile (CEM) pour le cycle 3 ont été publiées précédemment (Labrecque & Quigley, 2014; Statistique Canada, 2015).

Population cible

Le cycle 3 de l'ECMS vise les personnes âgées de 3 à 79 ans vivant à domicile dans les dix provinces canadiennes. Les groupes suivants sont exclus de l'enquête : les personnes vivant dans les trois territoires, dans les réserves et tout autre peuplement autochtone des provinces; les membres à temps plein des Forces canadiennes; les personnes vivant en établissement ou dans certaines régions éloignées. En tout, les personnes exclues représentent environ 4 % de la population cible.

L'ECMS ne fournit pas de données représentatives de la totalité de la population canadienne; toutefois, des enquêtes et des projets de recherche menés en partenariat avec Santé Canada portent directement sur certaines des sous-populations exclues.

L'Initiative de biosurveillance des Premières nations (IBPN), une enquête menée par l'Assemblée des Premières Nations et Santé Canada, vise à établir les données de biosurveillance de référence pour les membres des Premières Nations qui vivent dans une réserve au sud du 60e parallèle (APN, 2013). Entre 2009 et 2011, l'IBPN a mesuré les concentrations de 97 substances chimiques de l'environnement dans des échantillons de sang et d'urine prélevés chez 503 participants de 13 communautés des Premières Nations du Canada. Le rapport complet a été publié par l'Assemblée des Premières Nations.

De plus, nombre d'études de biosurveillance ont été réalisées dans le Nord canadien dans le cadre du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord (PLCN). Sous la gouverne de divers ministères fédéraux et d'organismes provinciaux, territoriaux et autochtones, le PLCN a été créé en 1991 en réponse aux préoccupations concernant l'exposition humaine aux contaminants dans le cadre du régime alimentaire traditionnel des peuples autochtones du Nord. Le PLCN fournit une aide financière qui permet la conduite de nombreuses études distinctes dans diverses régions du Nord, dont les Territoires du Nord-Ouest, le Nunavut et le Nunavik (Nord du Québec). Le Rapport de l'évaluation des contaminants dans l'Arctique canadien et quantité d'articles scientifiques offrent plus d'information ainsi qu'un résumé des résultats de ces études.

Taille et répartition de l'échantillon

Afin d'atteindre l'objectif consistant à obtenir des estimations fiables à l'échelle nationale, par groupe d'âge et par sexe, l'échantillon du cycle 3 de l'ECMS devait comprendre au moins 5 700 participants. Les participants étaient répartis selon six groupes d'âge (3 à 5 ans; 6 à 11 ans; 12 à 19 ans; 20 à 39 ans; 40 à 59 ans, et 60 à 79 ans) et le sexe (à l'exception du groupe des 3 à 5 ans), pour un total de 11 groupes. L'enquête n'était pas conçue pour fournir des estimations selon le sexe chez les 3 à 5 ans.

Stratégie d'échantillonnage

Une stratégie d'échantillonnage à plusieurs degrés a permis de satisfaire aux exigences de l'ECMS.

Échantillonnage des sites de collecte

Les participants à l'ECMS devaient être en mesure de se présenter à un centre d'examen mobile (CEM) dans un délai raisonnable. Pour le cycle 3, les données géographiques du Recensement de 2011 ont servi à créer 360 sites de collecte dans l'ensemble du pays. L'emplacement des sites de collecte a été choisi selon deux critères : la zone géographique du site devait compter au moins 10 000 habitants, et les participants ne devaient pas parcourir plus de 75 kilomètres (50 km dans les régions urbaines, 75 km dans les régions rurales) pour s'y rendre. Les régions ne répondant pas à ces critères ont été exclues.

Même si l'utilisation d'un plus grand nombre de sites de collecte aurait permis d'obtenir des estimations plus précises, il a fallu limiter ce nombre à 16 en raison des contraintes logistiques et budgétaires inhérentes aux CEM. Les 16 sites de collecte ont été choisis à l'intérieur des cinq régions correspondant aux limites régionales types de Statistique Canada (région de l'Atlantique, Québec, Ontario, Prairies et Colombie-Britannique), le nombre de sites dans chaque région étant proportionnel à la taille de la population. Bien qu'il n'y en ait pas dans toutes les provinces, les sites de collecte de l'ECMS ont été choisis de manière à représenter la population canadienne d'est en ouest, dans les dix provinces, en incluant des régions plus et moins densément peuplées. Le tableau ci-dessous présente les sites de collecte sélectionnés pour le cycle 3 de l'ECMS.

Sites de collecte pour le cycle 3 de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé

Échantillonnage des logements et des participants

Pour chacun des sites, les données sur les logements pour lesquels la composition du ménage était connue au moment du Recensement de 2011 ont été mises à jour grâce aux derniers renseignements tirés des dossiers administratifs. Ces logements ont été stratifiés en fonction de l'âge des occupants au moment de l'enquête, entre les six strates d'âge correspondant aux groupes d'âge du cycle 3 de l'ECMS (3 à 5 ans; 6 à 11 ans; 12 à 19 ans; 20 à 39 ans; 40 à 59 ans et 60 à 79 ans). Un échantillon aléatoire simple de logements a été sélectionné dans chaque strate, pour chacun des sites. Les occupants de chacun des logements sélectionnés ont été contactés afin d'établir la liste des membres actuels du ménage, qui a ensuite servi à sélectionner les participants à l'enquête. Selon la composition du ménage, une à deux personnes ont été sélectionnées par logement.

Sélection des substances chimiques de l'environnement

Les consultations menées dans le cadre du cycle 2 de l'ECMS ont servi de point de départ pour dresser la liste des substances chimiques visées par le cycle 3 de l'enquête. Le principal mécanisme de consultation du cycle 2 était un questionnaire distribué aux intervenants clés faisant preuve d'une expertise ou d'un intérêt dans le domaine de la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement. L'objectif des consultations était de définir de façon précise les éléments à mesurer dans les échantillons de sang et d'urine de la population canadienne. Les participants clés comprenaient plusieurs directions et programmes internes de Santé Canada, ainsi que divers groupes externes, y compris d'autres ministères fédéraux, provinciaux et territoriaux de la santé et de l'environnement, des groupes industriels, des organismes non gouvernementaux œuvrant dans les domaines de la santé et de l'environnement, et des universitaires. Au fil des consultations, plus de 310 substances chimiques et métabolites différents ont été proposés.

Les substances ont été sélectionnées en fonction des risques pour la santé, de l'existence de données probantes sur l'exposition humaine, des lacunes actuelles dans les données; des engagements pris en vertu de traités, conventions et accords nationaux et internationaux; de la disponibilité de méthodes d'analyse de laboratoire normalisées, ainsi que de l'élaboration et de la mise en œuvre de politiques en vigueur ou prévues en matière de santé.

Les critères présentés ci-dessous ont servi d'orientation générale pour établir la liste des substances chimiques de l'environnement à considérer pour l'ECMS, ainsi que pour choisir parmi ces substances celles qui devront être incluses dans l'enquête :

• la gravité des effets connus ou présumés de la substance sur la santé
• la nécessité d'adopter des mesures de santé publique à l'égard de la substance
• le degré de préoccupation du public au sujet des expositions à la substance et de ses effets possibles sur la santé
• l'existence de données probantes sur l'exposition de la population canadienne à la substance
• la faisabilité de la collecte de spécimens biologiques dans le cadre d'une enquête nationale et le fardeau qui en résulte pour les participants à l'enquête
• la disponibilité et l'efficacité des méthodes d'analyse de laboratoire
• les coûts d'exécution des analyses
• l'adéquation entre les substances chimiques sélectionnées et celles visées par d'autres enquêtes et études nationales et internationales

Comme moins de deux années séparent le processus de sélection du cycle 3 de celui du cycle 2, on a estimé qu'il était inutile de faire de nouvelles consultations. La liste des substances d'intérêt prioritaire du cycle 2 a donc servi de point de départ pour le cycle 3. Les substances chimiques jugées d'intérêt prioritaire au cycle 2 mais qui, pour diverses raisons, n'ont pas pu y être incluses l'ont été en priorité au cycle 3. Par ailleurs, les substances chimiques de l'environnement considérées comme étant hautement prioritaires dans le cadre des cycles 1 et 2 ont été de nouveau incluses au cycle 3. La liste a ensuite été réduite en tenant compte du volume d'échantillons biologiques pouvant être prélevés auprès des participants pour les analyses. Le volume de sang, généralement limité, sert également à l'analyse de biomarqueurs nutritionnels et de biomarqueurs de maladies chroniques et infectieuses. Pour cette raison, moins de substances de l'environnement ont été mesurées dans le sang que dans l'urine.

Le tableau qui suit présente la liste complète des substances chimiques mesurées chez les participants au cycle 3 de l'ECMS.

En raison du coût élevé des analyses de laboratoire, certaines substances chimiques de l'environnement n'ont pas été mesurées chez tous les participants à l'ECMS. Un sous-échantillon de 2 500 participants âgés de 3 à 79 ans a été choisi pour mesurer la plupart des substances chimiques de l'environnement, à l'exception du plomb, du cadmium, du mercure total et de la cotinine, dont le taux a été mesuré chez tous les participants. Le taux de méthylmercure a été mesuré chez 1 000 participants âgés de 20 à 79 ans, et celui des trihalométhanes ainsi que des composés organiques volatils (COV) a été mesuré chez 2 500 participants âgés de 12 à 79 ans. Pour obtenir une description détaillée du sous-échantillonnage des substances chimiques de l'environnement, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015) et la Documentation sur l'échantillonnage de l'ECMS - cycle 3 (Labrecque & Quigley, 2014).

Considérations éthiques

Les renseignements personnels recueillis dans le cadre de l'ECMS sont protégés en vertu de la Loi sur la statistique du Canada (Canada, 1970-71-72). En vertu de la Loi, Statistique Canada doit protéger l'information que lui transmet la population du Canada. Par conséquent, Statistique Canada a mis en place un ensemble exhaustif de politiques, de procédures et de pratiques - incluant des mesures d'ordre physique, organisationnel et technologique - pour protéger les renseignements confidentiels contre la perte, le vol, la divulgation, la reproduction, l'utilisation ou l'accès non autorisé. Les mesures prises par Statistique Canada pour protéger les renseignements recueillis dans le cadre de l'ECMS ont été décrites précédemment (Day et coll., 2007).

Le Comité d'éthique de la recherche de Santé Canada et de l'Agence de la santé publique du Canada a attesté que toutes les composantes de l'ECMS étaient conformes à l'éthique. Les participants âgés de 14 ans et plus ont donné leur consentement éclairé par écrit pour le volet clinique de l'ECMS. Pour les enfants plus jeunes, le consentement écrit a été obtenu d'un parent ou d'un tuteur légal, et l'enfant devait donner son assentiment. La participation à l'ECMS était volontaire, et les participants pouvaient en tout temps refuser de participer à n'importe quelle partie de l'enquête.

Une stratégie a été élaborée pour communiquer les résultats aux participants à l'enquête, conformément aux conseils et avis des experts du Comité consultatif des laboratoires et du Comité consultatif des médecins de l'ECMS, de l'Institut national de santé publique du Québec (le laboratoire de référence en partie responsable des analyses de substances chimiques de l'environnement) et du Comité d'éthique de la recherche de Santé Canada (Day et coll., 2007). En ce qui a trait aux substances chimiques de l'environnement, seuls les résultats pour le plomb et le mercure ont été communiqués systématiquement aux participants. Les participants pouvaient cependant obtenir tous leurs autres résultats d'analyse en soumettant une demande à Statistique Canada. On trouve plus de renseignements sur les comptes rendus aux participants, y compris les défis éthiques rencontrés, dans Haines et coll. (2011).

Travail sur le terrain

Pour le cycle 3 de l'ECMS, le travail sur le terrain s'est échelonné sur une période de deux ans, de janvier 2012 à décembre 2013. La collecte des données s'est faite de façon séquentielle dans 16 sites répartis dans l'ensemble du Canada. L'ordre de collecte dans les sites a été établi de manière à tenir compte des fluctuations saisonnières de chaque région et de l'effet temporel, sous réserve des contraintes opérationnelles et logistiques.

Statistique Canada a envoyé par la poste une lettre d'avis et une brochure aux ménages sélectionnés conformément aux critères détaillés dans la section « Échantillonnage des logements et des participants ». Le courrier informait les participants potentiels qu'ils allaient être contactés en vue de la collecte de données dans le cadre de l'enquête.

Les données des personnes consentantes ont été recueillies lors d'une entrevue à domicile assistée par ordinateur ainsi que d'une visite au centre d'examen mobile (CEM) pour les mesures physiques et la collecte d'échantillons biologiques. L'équipe sur le terrain était composée des intervieweurs et du personnel des CEM de l'ECMS, y compris de professionnels de la santé dûment formés pour réaliser les tests de mesures physiques (Statistique Canada, 2015).

Les participants ont d'abord répondu à un questionnaire que l'intervieweur leur a présenté à domicile. À l'aide d'une application informatique, l'intervieweur a ensuite sélectionné au hasard un ou deux participants et a mené avec chacun une entrevue distincte sur la santé d'une durée de 45 à 60 minutes (Statistique Canada, 2015). Cette entrevue avait pour but de recueillir des données démographiques et socioéconomiques, ainsi que des renseignements sur le mode de vie, les antécédents médicaux, l'état de santé actuel, l'environnement et les conditions de logement. Lors de cette entrevue, le protocole de collecte des données pour le volet de l'enquête portant sur l'air intérieur et l'eau du robinet a également été mis en route. Les participants devaient se rendre au CEM dans un délai d'environ deux semaines après la visite à domicile. Chaque CEM consistait en deux remorques reliées par une passerelle encloisonnée. Une remorque servait de réception et contenait une aire d'administration et une salle d'examen, tandis que l'autre contenait d'autres salles d'examen et un laboratoire. Les CEM étaient ouverts sept jours sur sept pour s'adapter à l'horaire des participants et permettre la réalisation des quelque 350 visites prévues sur chaque site durant une période de cinq à six semaines (Statistique Canada, 2015). Chaque visite au CEM durait en moyenne 2,5 heures. Les enfants de moins de 14 ans étaient accompagnés d'un parent ou de leur tuteur légal. Afin d'optimiser le taux de réponse à l'enquête, les participants qui ne pouvaient ou qui ne souhaitaient pas se rendre au CEM avaient la possibilité de recevoir une visite à domicile du personnel de l'ECMS pour effectuer certaines mesures physiques et collecter les échantillons biologiques (Statistique Canada, 2015).

À leur arrivée au CEM, les participants devaient signer le formulaire de consentement ou d'assentiment avant le début des tests et, dans la plupart des cas, fournir immédiatement un échantillon d'urine. Pour des questions de logistique, des échantillons ponctuels d'urine ont été recueillis plutôt que des échantillons sur une période de 24 heures. Les échantillons d'urine ont été recueillis en début de miction, alors qu'ils avaient été recueillis au milieu de la miction au cours du cycle 1. Les participants avaient reçu des directives leur demandant de s'abstenir d'uriner dans les deux heures précédant leur visite au CEM. Les échantillons d'urine ont été recueillis dans des contenants de 120 mL. Des professionnels de la santé qualifiés ont mesuré divers paramètres physiques, notamment la taille, le poids, la tension artérielle, la fonction pulmonaire et la condition physique. Les participants ont dû répondre à une série de questions de présélection visant à déterminer, sur la base de critères d'exclusion préétablis, s'ils étaient aptes à subir les différents tests, y compris une phlébotomie (prélèvements sanguins) (Statistique Canada, 2015). Des phlébotomistes agréés ont effectué les prélèvements sanguins, dont le volume approximatif variait en fonction de l'âge du participant : 22,0 mL pour les participants âgés de 3 à 5 ans; 28,5 mL pour les participants âgés de 6 à 11 ans; 48,8 mL pour les participants âgés de 12 à 13 ans; 52,8 mL pour les participants âgés de 14 à 19 ans, et 72,8 mL pour les participants âgés de 20 à 79 ans.

Tous les échantillons de sang et d'urine prélevés aux CEM ont été traités et répartis en parties aliquotes sur place. Les échantillons biologiques ont été entreposés temporairement à - 30 oC dans des congélateurs à température contrôlée jusqu'à leur expédition, à l'exception des échantillons de sang prélevés aux fins de l'analyse des composés organiques volatils, qui ont été réfrigérés. Une fois par semaine, les échantillons étaient expédiés sur de la glace sèche ou dans des conditions de réfrigération contrôlée au laboratoire de référence pour y être analysés. Pour garantir la qualité des données et en normaliser la collecte, des procédures normalisées d'exploitation ont été élaborées pour le prélèvement des échantillons de sang et d'urine, leur traitement, leur répartition en aliquotes et leur expédition. Les analyses de laboratoire devaient également respecter un ordre de priorité, au cas où le volume d'échantillons biologiques prélevé serait insuffisant pour permettre l'analyse de toutes les substances chimiques de l'environnement ainsi que les analyses de l'état nutritionnel et celles à la recherche de maladies infectieuses ou chroniques. Le tableau ci-dessous fournit des précisions sur les tubes de prélèvement utilisés, les volumes des aliquotes, ainsi que l'ordre de priorité des analyses.

Afin d'optimiser la fiabilité et la validité des données et de réduire le biais systématique, des protocoles d'assurance et de contrôle de la qualité encadraient tous les aspects du travail sur le terrain réalisé dans le cadre de l'ECMS. En ce qui concerne les CEM, les mesures d'assurance de la qualité pour les CEM concernaient la sélection et la formation du personnel, les instructions données aux participants (directives préalables aux tests) et les enjeux de la collecte des données. Tous les membres du personnel possédaient l'éducation et la formation adaptées à leur poste respectif. Afin de garantir l'uniformité des techniques de mesure, des manuels de procédures et des guides de formation ont été rédigés en collaboration avec des spécialistes en la matière, qui en ont également assuré la révision. Pour chaque site, les échantillons de contrôle de la qualité consistaient en trois blancs de terrain (eau désionisée pour la plupart des analytes), des échantillons répétés envoyés à l'aveugle (3 paires par site, sauf pour la cotinine et les COV dans le sang) et des échantillons témoins choisis à l'aveugle (environ 6 par site).

Les échantillons de contrôle de la qualité ont été envoyés au laboratoire lors des envois réguliers des échantillons. Les résultats, ainsi que tous les autres résultats des participants, ont été transmis à l'administration centrale de l'ECMS de Statistique Canada pour qu'elle puisse contrôler l'exactitude de la méthodologie d'analyse en regard de la concentration en analytes définie. Les échantillons répétés ont permis d'évaluer la précision des analyses par rapport aux plages acceptables préétablies. Au besoin, des commentaires étaient envoyés rapidement au laboratoire de référence pour que ce dernier puisse les consulter et prendre les mesures correctives nécessaires.

À compter du cycle 2, un sous-échantillon des ménages participant à l'ECMS a été choisi pour participer à un nouveau volet d'échantillonnage de l'air intérieur sur une période de sept jours. En complément à ce volet, un protocole d'échantillonnage de l'eau du robinet a été ajouté pour le cycle 3. L'échantillonnage de l'air intérieur et de l'eau du robinet au domicile, où les Canadiennes et les Canadiens passent la majorité de leur temps, vise à recueillir des données sur deux sources potentielles d'exposition à des substances chimiques de l'environnement.

Les participants ont été invités à placer l'échantillonneur de l'air intérieur dans leur maison pendant sept jours afin de mesurer divers COV. Chaque ménage sélectionné a reçu un échantillonneur d'air intérieur, un crayon, une enveloppe affranchie et une fiche d'information. Au terme de la période de sept jours, les participants ont envoyé leur échantillonneur dans l'enveloppe fournie aux laboratoires d'analyse CASSEN, chargés de réaliser toutes les analyses de l'air intérieur.

Les échantillons d'eau du robinet ont été prélevés par l'intervieweur lors de l'entrevue à domicile, sur une période d'environ dix minutes. L'objet de ces prélèvements était d'établir la fréquence de l'exposition au fluorure et aux COV dans l'eau du robinet et d'en caractériser la distribution. À chaque domicile, deux échantillons d'eau du robinet ont été prélevés et envoyés aux laboratoires chargés de les analyser. Les échantillons prélevés aux fins de l'analyse du fluorure ont été soumis au Laboratoire de santé publique du Québec, alors que ceux prélevés aux fins de l'analyse des COV ont été soumis à un laboratoire de recherche de Santé Canada.

Les résultats des analyses de l'air intérieur n'ont pas été communiqués aux participants, tandis que ceux des analyses de l'eau du robinet ont été transmis aux personnes ayant participé à la fois au volet à domicile et au volet clinique de l'enquête. Les rapports rendaient compte des résultats concernant les substances chimiques pour lesquelles le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable avait formulé des recommandations d'ordre esthétique ou établissant des concentrations maximales acceptables (CMA). Les objectifs esthétiques concernent les concentrations susceptibles d'influer sur le goût, l'odeur ou la couleur de l'eau, mais qui restent néanmoins en deçà du seuil d'apparition d'effets sur la santé. Les CMA sont fondées sur des considérations relatives à la santé. Pour les substances chimiques assujetties à aucune directive, les résultats des analyses de l'eau du robinet n'étaient communiqués aux participants qu'à leur demande. Si des résultats d'analyse de l'eau du robinet dépassaient les CMA, le personnel de l'enquête communiquait avec les participants pour les en informer et leur demander leur consentement pour transmettre ces résultats aux autorités provinciales.

La liste exhaustive des substances mesurées dans les échantillons d'air intérieur et d'eau du robinet est incluse dans le Sommaire du contenu des cycles 1 à 8 de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) (Statistique Canada, 2013a). Pour obtenir une description détaillée de l'échantillonnage de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Des descriptions détaillées du fonctionnement et de la logistique des CEM de l'ECMS ont été présentées dans l'étude de Bryan et coll. (2007) et figurent dans le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015).

Analyses de laboratoire

Les analyses de laboratoire des substances chimiques de l'environnement et de la créatinine ont été effectuées dans les laboratoires d'analyse de Santé Canada, et de l'Institut national de santé publique du Québec (INSPQ). Les laboratoires ont établi des procédures normalisées d'exploitation pour chaque méthode de mesure des substances chimiques de l'environnement ou de leurs métabolites dans les échantillons biologiques. Dans chacun des laboratoires, l'exactitude des analyses et la précision des mesures ont été évaluées grâce à des programmes rigoureux de validation des méthodes.

Chaque laboratoire a eu recours à des mesures internes de contrôle de la qualité, notamment l'analyse de solutions étalons, l'utilisation de blancs de laboratoire et de méthode, et l'utilisation d'échantillons internes de contrôle de la qualité pour chacun des lots d'analyse. Les laboratoires ont également effectué des analyses périodiques de matériaux de référence, soit étalons soit certifiés, quand ils étaient disponibles. Les données de laboratoire ont été périodiquement soumises à des examens d'assurance de la qualité afin de dépister d'éventuels problèmes de traitement des lots et les incohérences dans les résultats d'analyse. Au besoin, des mesures correctives ont été prises. Les mesures externes de contrôle de la qualité incluaient la participation des laboratoires à des programmes externes de contrôle de la qualité ainsi qu'à des études comparatives interlaboratoires, le cas échéant. Un tableau présent les limites de détection de chacune des méthodes (Annexe A). Les paragraphes qui suivent décrivent les méthodes utilisées pour analyser les substances chimiques de l'environnement et la créatinine.

Acrylamide

L'échantillon de sang total a été décongelé à température ambiante, puis incubé dans du réactif d'Edman modifié (isothiocynate de pentafluorophényle) pendant 2 heures à 55 °C. L'échantillon a été purifié à l'aide d'un procédé d'extraction en phase solide sur sorbant Isolute HM-N. Les analytes ont ensuite été élués avec un mélange de 2-(propan-2-yloxy)propane/acétate d'éthyle/toluène (50/40/10 v/v/v), et l'extrait a été évaporé sous courant d'azote. L'échantillon a été reconstitué dans un mélange méthanol/eau (40/60 v/v), puis analysé à l'aide d'un chromatographe en phase liquide ultraperformance (Acquity, Waters) couplé à un spectromètre de masse en tandem (Quattro Premier, Waters) (Santé Canada, 2014a).

Composés organiques volatils

Des échantillons de sang total ont été prélevés à l'aide d'une seringue stérilisée étanche à l'air, puis transférés dans des flacons de verre dans lesquels on a ajouté un mélange d'analogues marqués. Les flacons étaient ensuite encapsulés et déposés dans un plateau d'échantillonneur automatique à température contrôlée. Les échantillons, conservés à 40 °C, étaient agités en continu. Les analytes (benzène, toluène, éthylbenzène, m-xylène, o-xylène, p-xylène, chloroforme, bromoforme, bromodichlorométhane, dibromochlorométhane, trichloroéthane, tétrachloroéthylène et styrène) ont été extraits par insertion d'une fibre de microextraction en phase solide dans l'espace vide du flacon. Après l'extraction, la fibre était transférée à l'orifice d'entrée du chromatographe en phase gazeuse chauffé, où les analytes étaient rapidement désorbés. Les analytes ont été concentrés à l'aide d'un appareil Cryotrap (Cryotrap 915, ThermoFisher Scientific) et analysés à l'aide d'un chromatographe en phase gazeuse (TRACE Ultra, ThermoFisher Scientific) couplé à un spectromètre de masse (TSQ Quantum XLS, ThermoFisher Scientific) doté d'une source d'ionisation électronique. Les analytes ont été quantifiés en mode de suivi de réaction sélectionné (Santé Canada, 2012a).

Métabolites du benzène

Les métabolites du benzène (acide trans,trans-muconique et acide S-phénylmercapturique) ont été extraits de l'urine à l'aide d'une cartouche d'extraction en phase solide en équilibre hydrophile-lipophile sur poste de pipetage automatisé Janus. Les extraits ont été évaporés jusqu'à dessiccation, reconstitués en phase mobile, puis analysés à l'aide d'un chromatographe en phase liquide ultraperformance (Acquity, Waters) couplé à un spectromètre de masse en tandem (Xevo TQ-S, Waters) (INSPQ, 2014a).

Métabolite de la nicotine

La cotinine libre a été récupérée dans les échantillons d'urine par extraction en phase solide sur poste de pipetage automatisé Janus. La cotinine deutérée a été utilisée comme étalon interne. L'extrait a été de nouveau dissolu en phase mobile, puis analysé à l'aide d'un chromatographe en phase liquide ultraperformance (Acquity, Waters) couplé à un spectromètre de masse (Quattro Premier XE, Waters) avec une source à électronébulisation en mode ionisation positive. Les analytes ont été quantifiés à l'aide de la technique MRM (INSPQ, 2009a).

Métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques

Pour l'analyse des métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques (3-hydroxybenzo[a]pyrène, 2-hydroxychrysène, 3-hydroxychrysène, 4-hydroxychrysène, 6-hydroxychrysène, 3-hydroxyfluoranthène, 2-hydroxyfluorène, 3-hydroxyfluorène, 9-hydroxyfluorène, 1-hydroxynaphtalène, 2-hydroxynaphtalène, 1-hydroxyphénanthrène, 2-hydroxyphénanthrène, 3-hydroxyphénanthrène, 4-hydroxyphénanthrène, 9-hydroxyphénanthrène et 1-hydroxypyrène), les échantillons d'urine ont été hydrolysés au moyen d'une solution enzymatique de b-glucuronidase et extraits avec un solvant organique à pH neutre. On a ensuite procédé à l'évaporation et à la dérivatisation des extraits avec du N-méthyl-N-(triméthylsilyl)-trifluoroacétamide, puis à l'analyse par chromatographie en phase gazeuse (7890, Agilent) couplée à une spectrométrie de masse en tandem (7000B, Agilent) de type triple quadripôle en mode ionisation par impact électronique. Les analytes ont été quantifiés avec la technique MRM (INSPQ, 2014b).

Métaux et éléments traces

Arsenic

Les échantillons d'urine ont été dilués dans une solution de carbonate ammonique et analysés à l'aide d'un chromatographe en phase liquide ultraperformance (UPLC; Acquity, Waters) couplé à un spectromètre de masse à plasma inductif (ICP-MS; Varian 820-MS) afin d'en déterminer la teneur en arsénite (As3+), en arséniate (As5+), en acide méthylarsonique, en acide cacodylique, et en arsénobétaïne plus arsénocholine (INSPQ, 2009a). Pour déterminer la teneur en arsénocholine, l'urine a été diluée dans de l'acide formique et une solution d'acétonitrile, puis analysée à l'aide d'un chromatographe en phase liquide ultraperformance (Acquity, Waters) couplé à un spectromètre de masse en tandem (TQ-S) (INSPQ, 2009b).

Cadmium, plomb et mercure total

Les échantillons de sang ont été dilués dans une solution basique contenant de l'octylphénoléthoxylate et de l'ammoniac. Les analyses de ces échantillons à l'aide d'un spectromètre de masse à plasma inductif (ICP-MS; Elan DRC II, Perkin Elmer Sciex) ont permis d'en déterminer la teneur en cadmium, en plomb et en mercure total. L'étalonnage apparié à la matrice a été réalisé avec du sang prélevé auprès de sujets non exposés (INSPQ, 2010).

Fluorure

Les échantillons d'urine ont été dilués à l'aide d'un tampon d'ajustement de la force ionique et analysés à l'aide d'un pH-mètre Orion muni d'une électrode sélective des ions fluorure (Orion Research Inc.) (INSPQ, 2009c).

Mercure inorganique

L'urine a été digérée dans l'acide nitrique à 50 °C, diluée, puis analysée à l'aide d'un spectromètre Perkin Elmer FIMS-100 (système à vapeur froide) pour en déterminer la teneur en mercure inorganique. L'étalonnage apparié à la matrice a été réalisé avec de l'urine prélevée auprès de sujets non exposés (INSPQ, 2009d).

Méthylmercure

Le méthylmercure a été extrait du sang total par sonication, à l'aide d'une solution acide de L-cystéine. Après centrifugation, les protéines ont été précipitées à l'aide d'acétonitrile. L'extraction du surnageant a été réalisée au moyen d'une cartouche d'extraction en phase solide MCX. L'extrait a été évaporé jusqu'à dessiccation, reconstitué dans le solvant approprié, puis analysé à l'aide d'un chromatographe en phase liquide ultraperformance (Acquity, Waters) couplé à un spectromètre de masse à plasma inductif (ICP-MS; Varian 820-MS) (INSPQ, 2011).

Phénols dans l'environnement

Aux fins de l'analyse du bisphénol A et du triclosan, les échantillons d'urine ont été soumis à une hydrolyse enzymatique (enzyme ß-glucuronidase). On a ensuite procédé à la dérivatisation des échantillons avec du pentafluorobenzyle de bromure à 70 °C pendant 2 heures. Les produits dérivés ont été extraits avec un mélange de dichlorométhane et d'hexane. Les extraits évaporés ont été dissolus dans le solvant approprié, puis analysés avec un chromatographe en phase gazeuse (6890 ou 7890, Agilent) couplé à un spectromètre de masse en tandem (Quattro Micro GC, Waters). Le spectromètre de masse était en mode ionisation chimique négative, et les analytes ont été quantifiés en suivi de réactions multiples (MRM) (INSPQ, 2014c). Les formes libres et hydrolysées du bisphénol A ont été mesurées ensemble par cette procédure.

Créatinine

La créatinine dans l'urine a été mesurée avec la méthode colorimétrique basée sur la réaction de Jaffé en point final. La solution alcaline de picrate de sodium réagit avec la créatinine dans l'urine pour former un complexe Janovski de couleur rouge en présence des réactifs de détection de la créatinine (DRI Creatinine-Detect no 917, Microgenics). La valeur d'absorbance a été relevée à 505 nm sur un auto-analyseur chimique (Hitachi 917) (INSPQ, 2008).

Analyses des données statistiques

Les statistiques descriptives sur les concentrations des diverses substances chimiques de l'environnement dans le sang et l'urine des Canadiennes et des Canadiens âgés de 3 à 79 ans ont été produites à l'aide du logiciel Statistical Analysis System (SAS Institute Inc., version 9.2, 2008) et du progiciel statistique SUDAANMD (SUDAAN, version 11.0.1, 2013).

L'ECMS est une enquête sur échantillon, c'est-à-dire que les participants représentent un grand nombre d'autres Canadiennes et Canadiens ne participant pas à l'enquête. Afin que les résultats de l'enquête soient représentatifs de l'ensemble de la population, Statistique Canada a calculé la pondération de l'échantillon et l'a intégrée à l'ensemble des estimations présentées dans les tableaux de données (p. ex., moyennes géométriques). La pondération de l'enquête a permis de tenir compte de la probabilité inégale de sélection ainsi que de la non-réponse. En outre, pour tenir compte de la complexité du plan d'enquête de l'ECMS, la série de poids bootstrap inclus avec l'ensemble de données a servi à estimer l'intervalle de confiance (IC) à 95 % pour toutes les moyennes et tous les centiles (Rao et coll., 1992; Rust & Rao, 1996).

Des tableaux de données sont présentés pour chaque substance chimique mesurée dans le cadre du cycle 3. Les tableaux présentent également les données des cycles 1 et 2 pour les substances mesurées lors de tous les cycles. Dans le premier Rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada, tousles résultats sont exprimés au centième près. Le protocole a changé pour les cycles 2 et 3 de l'ECMS, et les résultats sont désormais exprimés avec deux chiffres significatifs. Par souci d'uniformité, les données du cycle 1 ont été réécrites avec deux chiffres significatifs avant de produire les statistiques descriptives, de sorte que les données de tous les cycles sont exprimées avec deux chiffres significatifs. Les statistiques descriptives se rapportant au cycle 1 peuvent donc diverger de celles qui figurent dans le premier rapport. La différence n'est toutefois pas significative, et les valeurs figurant dans le premier rapport restent correctes.

Les tableaux de données comprennent la taille de l'échantillon (n); le pourcentage de résultats sous la limite de détection (LD); la moyenne géométrique (MG); les 10e, 50e, 90e et 95e centiles, ainsi que les intervalles de confiance (IC) à 95 % correspondants. Pour chaque substance chimique, les résultats sont présentés pour l'ensemble de la population, ainsi que par groupe d'âge et par sexe. Pour chaque substance chimique mesurée au cours de plusieurs cycles de l'ECMS, un tableau sommaire compare les résultats pour l'ensemble de tous les groupes d'âge communs à tous les cycles et pour ce même ensemble de la population, séparé selon le sexe. Une valeur égale à la moitié de la LD a été attribuée aux mesures qui étaient inférieures à la LD de la méthode d'analyse utilisée. Lorsque plus de 40 % des résultats étaient inférieurs à la LD, les moyennes géométriques n'ont pas été calculées. Les centiles estimés inférieurs à la LD sont désignés par la mention « < LD ». Les annexes contiennent les tableaux des valeurs de LD pour chacune des substances chimiques et pour chaque cycle, ainsi que les facteurs de conversion qui faciliteront la comparaison avec les données issues d'autres études qui seraient exprimées dans des unités différentes (Annexes A et B).

Les substances chimiques mesurées dans le sang total sont exprimées en poids de la substance par volume de sang total (p. ex., µg de substance chimique/L de sang).

Les concentrations mesurées dans l'urine sont exprimées en poids de la substance chimique par volume d'urine (p. ex., µg de substance chimique/L d'urine) et corrigées en fonction de la créatinine dans l'urine (p. ex., µg de substance chimique/g de créatinine). La créatinine urinaire est un sous-produit chimique du métabolisme musculaire qui est fréquemment utilisé pour corriger les variations de concentration urinaire (concentration ou dilution) de diverses substances dans les échantillons ponctuels d'urine, car sa production et son excrétion demeurent relativement constantes sur une période de 24 heures, sous l'effet de l'homéostasie (Barr et coll., 2005; Boeniger et coll., 1993; Pearson et coll., 2009). Si la substance chimique mesurée a un comportement comparable à celui de la créatinine dans les reins, les taux de filtration des deux substances seront comparables; l'expression de la concentration de la substance chimique par gramme de créatinine permet de tenir compte des effets de la dilution urinaire ainsi que de certaines différences dans la fonction rénale et la masse maigre de l'organisme (Barr et coll., 2005; CDC, 2009; Pearson et coll., 2009). Cependant, étant donné que l'excrétion de la créatinine se fait essentiellement par filtration glomérulaire, la correction en fonction de la créatinine n'est peut-être pas indiquée pour les composés qui sont principalement excrétés par sécrétion tubulaire dans le rein (Barr et coll., 2005; Teass et coll., 2003). De plus, comme l'excrétion de créatinine peut varier selon l'âge, le sexe et l'origine ethnique, il n'est peut-être pas indiqué de comparer les concentrations corrigées en fonction de la créatinine des différents groupes démographiques (p. ex., les enfants et les adultes) (Barr et coll., 2005). En l'absence de taux de créatinine urinaire ou lorsque ce taux était inférieur à la LD, la concentration estimative de la substance chimique corrigée en fonction de la créatinine n'a pas été calculée pour le participant visé, mais a été définie comme manquante.

Des statistiques descriptives pour la créatinine (mg/dL) incluent la taille de l'échantillon (n), le pourcentage de résultats en deçà de la LD (% < LD), la MG, les 10e, 50e, 90e et 95e centiles, ainsi que les intervalles de confiance à 95 % correspondants pour l'ensemble de la population ainsi que par groupe d'âge et par sexe (Annexe C). Une valeur égale à la moitié de la LD a été attribuée aux mesures qui étaient inférieures à la LD de la méthode d'analyse utilisée.

La densité relative a également été mesurée dans tous les échantillons d'urine immédiatement après le prélèvement effectué au centre d'examen mobile. La densité relative de l'urine, qui correspond au rapport des densités de l'urine et de l'eau pure, permet d'apporter des corrections en fonction des variations du volume urinaire qui sont analogues aux corrections effectuées en fonction de la créatinine. Aucune correction en fonction de la densité relative de l'urine n'est présentée pour aucune substance chimique, mais les chercheurs qui souhaitent apporter cette correction pour leurs propres analyses peuvent s'adresser à Statistique Canada, à info@statcan.gc.ca, pour obtenir des données sur la densité relative.

En vertu de la Loi sur la statistique, Statistique Canada doit garantir la confidentialité des participants. C'est pourquoi les estimations fondées sur un petit nombre de participants sont supprimées. Conformément aux règles de suppression établies pour l'ECMS, toute estimation fondée sur moins de 10 participants est supprimée des tableaux de données. Pour éviter de supprimer des données, les estimations au 95e centile requièrent au moins 200 participants, celles au 10e et au 90e centile requièrent au moins 100 participants, celles au 50e centile requièrent au moins 20 participants, et les estimations de la moyenne géométrique requièrent au moins 10 participants.

Les estimations d'une enquête sur échantillon comportent inévitablement des erreurs d'échantillonnage. Pour évaluer l'étendue des éventuelles erreurs d'échantillonnage, on se fonde sur l'erreur-type des estimations calculées à partir des résultats de l'enquête. Pour avoir une meilleure idée de la taille de l'erreur-type, il est souvent plus utile d'exprimer cette dernière en fonction de l'estimation mesurée. La mesure ainsi obtenue, appelée coefficient de variation (CV), est calculée en divisant l'erreur-type de l'estimation par l'estimation elle-même et s'exprime en pourcentage de l'estimation. Le présent rapport se conforme aux lignes directrices de Statistique Canada concernant la diffusion d'estimations fondées sur leur CV :

• lorsque le CV se situe entre 16,6 et 33,3 %, l'estimation peut faire l'objet d'une diffusion générale sans restriction, mais il est nécessaire d'avertir les utilisateurs ultérieurs de la forte variabilité d'échantillonnage associée à l'estimation. L'estimation sera désignée par la lettre E mise en exposant.
• Lorsque le CV est supérieur à 33,3 %, Statistique Canada recommande de ne pas diffuser l'estimation, étant donné que les conclusions tirées de ces données ne seront pas fiables et seront très probablement invalides. Ces estimations ne seront pas publiées et seront remplacées par la lettre F.

Pour obtenir des précisions sur les poids d'échantillonnage et l'analyse des données, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015).

Considérations pour l'interprétation des données de biosurveillance

L'ECMS a été conçue pour fournir des estimations sur les concentrations de substances chimiques de l'environnement présentes dans le sang ou l'urine de l'ensemble de la population canadienne. Le premier cycle de l'enquête couvrait environ 96 % de la population canadienne âgée de 6 à 79 ans. Les enfants âgés de 3 ans et plus ont été inclus aux deuxième et troisième cycles, qui couvraient également environ 96 % de la population canadienne jusqu'à 79 ans. Même si l'ECMS n'a pas été conçue pour permettre la ventilation des données par région, par province ou par site de collecte, il est possible de faire certaines analyses en combinant les données de plusieurs cycles (se reporter aux Instructions pour la combinaison de multiples cycles de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé [ECMS]). De plus, comme le plan de l'ECMS ne portait pas sur des scénarios d'exposition particuliers, aucun participant n'a été exclu ou sélectionné en fonction de son risque d'exposition faible ou élevée aux substances chimiques de l'environnement.

Les données de biosurveillance permettent d'estimer la quantité d'une substance chimique présente chez une personne, mais elles ne peuvent déterminer quels effets sur la santé, le cas échéant, peuvent résulter de cette exposition. Les techniques d'analyse ne cessent de s'améliorer, et il est aujourd'hui possible de mesurer des substances chimiques de l'environnement présentes à de très faibles concentrations. Cependant, ce n'est pas parce qu'une substance chimique est présente dans l'organisme que des effets sur la santé s'ensuivront. Des facteurs comme la dose, la toxicité de la substance chimique, la durée et la période d'exposition sont importants pour établir le risque d'effets nocifs sur la santé. Les études menées sur certaines substances chimiques comme le plomb et le mercure ont permis de bien comprendre les risques pour la santé de différentes concentrations de ces substances dans le sang. Les recherches doivent cependant se poursuivre pour déterminer les effets potentiels sur la santé associés à différentes concentrations sanguines ou urinaires de bon nombre d'autres substances chimiques. Par ailleurs, de petites quantités de certaines substances chimiques, comme le manganèse et le zinc, sont essentielles au maintien d'une bonne santé et on s'attend à ce qu'elles soient présentes dans l'organisme. Qui plus est, la manière dont une substance chimique agit dans l'organisme diffère d'une personne à l'autre, et on ne peut la prédire avec certitude. Certaines populations (les enfants, les femmes enceintes, les personnes âgées ou les personnes immunodéprimées) peuvent être plus sensibles aux effets d'une exposition.

L'absence de détection d'une substance chimique ne signifie pas nécessairement qu'une personne n'y a pas été exposée. Il est possible que la technologie soit incapable de détecter une aussi faible quantité, ou que l'exposition soit trop ancienne et que la substance chimique ait été éliminée de l'organisme avant qu'on ait pu la mesurer.

Les données de biosurveillance ne nous renseignent pas non plus sur la source ou la voie d'exposition. La quantité de substance chimique mesurée reflète la quantité totale qui a pénétré dans l'organisme, toutes voies d'exposition (ingestion, inhalation, contact cutané) et toutes sources (air, eau, sol, aliments, produits de consommation) confondues. La détection d'une substance chimique peut être le résultat d'une exposition à une source unique ou à des sources multiples. De même, dans la plupart des cas, les données de biosurveillance ne permettent pas de faire la distinction entre les sources d'origine naturelle et anthropique. De nombreuses substances chimiques (plomb, mercure, cadmium et arsenic) sont naturellement présentes dans l'environnement ainsi que dans des produits d'origine anthropique.

Alors que les métaux sont mesurés dans l'urine sous forme de composés d'origine, presque toutes les autres substances chimiques sont mesurées sous forme de métabolites. Pour bon nombre de substances chimiques, les composés d'origine peuvent être décomposés (c.-à-d. métabolisés) dans l'organisme en un ou plusieurs métabolites. Par exemple, le chrysène (hydrocarbure aromatique polycyclique) se décompose en plusieurs métabolites. Certains composés d'origine ont des métabolites qui leur sont propres, alors que d'autres possèdent des métabolites en commun. Plusieurs métabolites urinaires se forment également dans l'environnement (p. ex., les métabolites du chlorpyrifos). Leur présence dans l'urine ne signifie pas nécessairement qu'il y a eu exposition au composé d'origine; il pourrait y avoir eu exposition au métabolite lui-même dans les aliments, l'air ou l'eau.

Divers facteurs influencent les taux de substances chimiques mesurés dans le sang et l'urine, notamment les quantités qui pénètrent dans l'organisme par les différentes voies d'exposition, les taux d'absorption, la répartition dans les divers tissus de l'organisme, ainsi que le métabolisme et l'excrétion de la substance chimique ou de ses métabolites de l'organisme. Ces processus, qui correspondent à la toxicocinétique, dépendent à la fois des caractéristiques de la substance chimique - y compris sa liposolubilité (ou lipophilie), son pH, les dimensions de ses particules - et des caractéristiques du sujet exposé - notamment son âge, son alimentation, son état de santé et sa race. Pour toutes ces raisons, la manière dont une substance chimique va réagir dans l'organisme variera d'une personne à l'autre et ne peut être prévue avec certitude.

Les données de biosurveillance de l'ECMS à notre disposition comprennent des données temporelles pour les substances mesurées dans le cadre du cycle 1 (2007 à 2009), du cycle 2 (2009 à 2011) et du cycle 3 (2012 à 2013), de même que des données de référence pour les substances ajoutées à l'enquête pour le cycle 3. Les résultats des cycles à venir peuvent être comparés avec les données de référence de l'ECMS pour commencer à examiner les tendances de l'exposition de la population canadienne à certaines substances chimiques de l'environnement. Il est important de noter que les modifications apportées aux méthodes d'échantillonnage et d'analyse d'un cycle à l'autre peuvent rendre compte de certaines variations dans les résultats pour les substances mesurées dans le cadre de plusieurs cycles. Les limites de détection (LD) de certaines méthodes d'analyse ont varié d'un cycle à l'autre. Même si ces variations de la LD sont minimes, il faut malgré tout en tenir compte lors de la comparaison des données de plusieurs cycles. Une liste des valeurs des LD pour les cycles 1, 2 et 3 est fournie à cet escient (Annexe A). Par ailleurs, il est possible que les modifications du protocole de prélèvement des échantillons d'urine et des lignes directrices associées, effectuées au cours du cycle 2, aient influé sur les taux de créatinine; il faut en tenir compte lorsque les données du cycle 1 sont comparées à celles des cycles subséquents. Ces modifications pourraient à leur tour avoir des répercussions sur les taux de certaines substances chimiques corrigés en fonction de la créatinine.

Les taux de créatinine urinaire peuvent également être influencés par des variables telles que l'âge, le sexe et l'origine ethnique. Par conséquent, ils peuvent varier entre les groupes démographiques, au sein d'un même cycle (Mage et coll., 2004). Notamment, l'excrétion de créatinine par unité de poids corporel augmente considérablement à mesure que les enfants vieillissent (Aylward et coll., 2011; Remer et coll., 2002). Par conséquent, il est acceptable de comparer les concentrations corrigées en fonction de la créatinine entre des groupes démographiques semblables (p. ex., les enfants avec les enfants, les adultes avec les adultes, les hommes avec les hommes), mais pas entre deux groupes démographiques différents (p. ex., les enfants avec les adultes, les hommes avec les femmes) (Barr et coll., 2005).

Des chercheurs ont publié des analyses statistiques plus approfondies des données de biosurveillance de l'ECMS, qui comprennent notamment les tendances temporelles, l'étude des liens entre les substances chimiques de l'environnement, d'autres mesures physiques et les données autodéclarées. Il est possible d'obtenir la bibliographie des publications qui utilisent des données de l'ECMS au site Web de Statistique Canada. Les scientifiques peuvent accéder aux données de l'ECMS par l'entremise du Programme des Centres de données de recherche de Statistique Canada. Pour obtenir de plus amples renseignements sur l'ECMS, contacter Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Sommaire et résultats liés à l'acrylamide

Acrylamide

L'acrylamide (nº CAS 79-06-1) est une substance chimique utilisée principalement pour la production de polymères comme les polyacrylamides (ATSDR, 2012a). On emploie les polyacrylamides pour purifier l'eau potable et traiter les effluents des usines de traitement de l'eau et des procédés industriels (ATSDR, 2012a). Ils sont également employés comme liants, épaississants ou floculants dans le coulis, le ciment, les préparations de pesticides, les cosmétiques, la fabrication de produits alimentaires et la prévention de l'érosion des sols (Environnement Canada & Santé Canada, 2009a). Les polymères d'acrylamide sont aussi utilisés pour le traitement du minerai, les emballages alimentaires et les produits en plastique (Environnement Canada & Santé Canada, 2009a). Au Canada, le polyacrylamide est utilisé comme coagulant et floculant pour la clarification de l'eau potable et dans les terreaux, ainsi que comme ingrédient non médicinal dans les produits de santé naturels et les médicaments (Environnement Canada & Santé Canada, 2009b). L'acrylamide peut aussi se former naturellement dans certains aliments au cours de leur transformation ou de la cuisson à haute température (Santé Canada, 2009a). L'acrylamide se forme surtout dans les aliments d'origine végétale riches en glucides, comme les pommes de terre et les céréales. Les concentrations les plus fortes sont détectées dans les croustilles et les frites (Santé Canada, 2009a).

La pénétration dans l'environnement peut découler de la production et de l'utilisation industrielles (ATSDR, 2012a. Les procédés de traitement du polyacrylamide libèrent parfois un monomères résiduels dans l'eau potable et représentent la principale source de contamination de l'eau potable par l'acrylamide (ATSDR, 2012a). L'acrylamide est un composant de la fumée de cigarette et peut être rejeté dans l'air intérieur lorsque des personnes fument (NTP, 2005; Urban et coll., 2006).

Pour la population générale, les principales sources d'exposition à l'acrylamide sont l'alimentation et, dans une moindre mesure, l'eau potable et le sol (Environnement Canada & Santé Canada, 2009a). L'inhalation de la fumée du tabac, y compris au cours du tabagisme passif, représente également une source importante d'exposition pour la population (ATSDR, 2012a). Des études sur les animaux montrent que l'acrylamide est facilement absorbé par les voies orale et pulmonaire et, dans une moindre mesure, par exposition cutanée (ATSDR, 2012a). Une fois absorbé, l'acrylamide se distribue dans tout l'organisme et s'accumule dans les globules rouges (ATSDR, 2012a). Le métabolisme de l'acrylamide conduit à la formation du glycidamide, un dérivé époxydé. L'acrylamide et le glycidamide réagissent tous deux avec l'hémoglobine des cellules rouges pour former des adduits (ATSDR, 2012a). L'acrylamide absorbé et ses métabolites sont rapidement éliminés dans l'urine, principalement sous forme d'acides mercapturiques, des conjugués d'acrylamide et de glycidamide (ATSDR, 2012a). Les adduits de l'acrylamide et du glycidamide à l'hémoglobine sont considérés comme des marqueurs de l'exposition survenue dans les 120 jours précédents l'analyse (durée de vie moyenne des globules rouges) (ATSDR, 2012a).

On sait que l'exposition à l'acrylamide est responsable de plusieurs effets sur la santé humaine, dont une neurotoxicité. Une relation a été établie entre l'exposition par inhalation à l'acrylamide en milieu de travail et la neuropathie périphérique, caractérisée par une faiblesse musculaire ainsi que des engourdissements des mains et des pieds (Environnement Canada & Santé Canada, 2009b). Des études sur des animaux de laboratoire ont permis de constater des effets nocifs sur la reproduction et le développement, et de montrer que l'acrylamide est génotoxique et cancérogène (Environnement Canada & Santé Canada, 2009b; OMS, 2006). Un examen des études épidémiologiques existantes a révélé que les preuves sont insuffisantes pour établir un lien entre l'exposition à l'acrylamide et la cancérogénicité (Santé Canada, 2008a; CIRC, 1999a). Toutefois, compte tenu des données probantes obtenues chez des animaux de laboratoire, le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) et l'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis ont classé l'acrylamide comme étant probablement cancérogène pour les humains (EPA, 2010; CIRC, 1999a). De même, compte tenu des données probantes issues d'études chez les animaux, le Comité d'experts FAO/WHO sur les additifs alimentaires a établi que la dose ingérée estimée d'acrylamide associée à certains aliments pourrait s'avérer préoccupante pour la santé humaine (FAO/WHO, 2006).

Santé Canada et Environnement Canada ont conclu que l'acrylamide peut être préjudiciable pour la vie ou la santé humaine au Canada, en raison de son potentiel cancérogène (Environnement Canada & Santé Canada, 2009b). L'acrylamide figure sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)]. La Loi permet au gouvernement fédéral de contrôler l'importation, la fabrication, la distribution et l'utilisation de l'acrylamide au Canada (Canada, 1999; Canada, 2011a). En ce qui concerne l'acrylamide, la stratégie de gestion des risques de Santé Canada est centrée sur la réduction de l'exposition alimentaire (Santé Canada, 2009b). Pour réduire l'exposition à l'acrylamide provenant de sources alimentaires, Santé Canada suggère de suivre les recommandations du Guide alimentaire canadien visant à limiter la consommation d'aliments riches en glucides et en matières grasses (croustilles, frites, etc.), en sucre et en sel (Santé Canada, 2009a). Une consommation occasionnelle de ces aliments ne devrait cependant pas entraîner de risque pour la santé. D'autres moyens sont proposés pour réduire l'exposition à l'acrylamide dans certains aliments : bien vérifier les températures de l'huile et de cuisson au four; suivre les directives de cuisson du fabricant; entreposer les pommes de terre à plus de 8 °C; bien laver ou faire tremper les pommes de terre coupées dans l'eau avant de les frire, et faire griller le moins possible le pain ou les produits de boulangerie-pâtisserie (Santé Canada, 2009a). Santé Canada analyse régulièrement les données sur les taux d'acrylamide dans les aliments vendus au Canada, et peut communiquer ses résultats à l'industrie, notamment pour les produits dans lesquels de fortes teneurs d'acrylamide sont relevées. Santé Canada continue d'encourager l'industrie alimentaire à poursuivre ses efforts pour réduire la teneur en acrylamide des aliments transformés (Santé Canada, 2012b). En septembre 2013, en vue d'obtenir plus d'information sur les stratégies fructueuses de réduction de l'acrylamide mises en œuvre par les fabricants de produits alimentaires, Santé Canada a lancé un appel sur un an pour recueillir des données techniques, publiées ou non, concernant la présence d'acrylamide dans des aliments vendus au Canada (Santé Canada, 2013b). Santé Canada a également modifié le Règlement sur les aliments et drogues afin d'autoriser l'emploi de l'asparaginase dans certains produits alimentaires, afin de réduire la formation d'acrylamide pendant la cuisson (Canada, 2012a; Santé Canada, 2013c). L'acrylamide figure à titre d'ingrédient interdit 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 contrevenir à l'interdiction générale énoncée à l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues ou à une disposition du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2014b).

En raison de l'emploi de polymères composés d'acrylamide pour traiter l'eau potable, la plupart des administrations canadiennes ont adopté des normes sanitaires sur les additifs qui limitent la quantité d'acrylamide pouvant être présente dans l'eau potable traitée (NSF International, 2013; NSF International, 2014). Santé Canada a également fixé le taux maximal d'acrylamide dans les préparations contenant du polyacrylamide et dans les produits de santé naturels au Canada (Environnement Canada & Santé Canada, 2009a; Santé Canada, 2012c).

Selon une étude réalisée sur l'île de Montréal pour évaluer les taux d'acrylamide chez 195 jeunes non-fumeurs âgés de 10 à 17 ans, les moyennes géométriques des concentrations des adduits de l'acrylamide et du glycidamide à l'hémoglobine étaient respectivement de 45,4 pmol/g de globine et de 45,6 pmol/g de globine (Brisson et coll., 2014).

Dans le cadre du cycle 3 de l'ECMS (2012 à 2013), l'acrylamide et son métabolite, le glycidamide, ont été analysés sous forme d'adduits dans le sang total des participants âgés de 3 à 79 ans. Les données sont exprimées en pmol/g d'hémoglobine (Hb) de sang. La présence d'une quantité mesurable d'adduits de l'acrylamide et du glycidamide à l'hémoglobine est un signe d'exposition à l'acrylamide, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour les adduits de l'acrylamide et du glycidamide à l'hémoglobine pour la population canadienne.

Sommaires et résultats liés aux composés organiques volatils

Benzène et métabolites du benzène

Le benzène (nº CAS 71-43-2) est un composé organique volatil (COV) liquide et incolore, présent à l'état naturel dans l'air ambiant à de faibles concentrations (Santé Canada, 2009c). Il a été isolé et synthétisé pour la première fois au début du XIXe siècle. À l'heure actuelle, il est extrait de façon commerciale à partir de sources de charbon et de pétrole, à des fins industrielles (ATSDR, 2007a).

L'industrie utilise largement le benzène comme solvant et comme produit intermédiaire pour la production de diverses substances chimiques qui servent à fabriquer des produits finis comme les plastiques et les élastomères, le phénol et l'acétone, et les résines de nylon (ATSDR, 2007a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993a). On utilise également le benzène à différentes étapes de la fabrication de fibres synthétiques, de caoutchoucs, de lubrifiants, de teintures, de détergents, de médicaments et de pesticides (ATSDR, 2007a).

Le benzène libéré dans l'environnement provient de sources naturelles et anthropiques. Il est présent à l'état naturel dans le pétrole brut et se forme lors de la combustion incomplète de matières organiques (Environnement Canada & Santé Canada, 1993a). Le benzène pénètre dans l'environnement sous l'effet de processus naturels comme le suintement de pétrole, l'altération atmosphérique des roches et des sols, l'activité volcanique, les feux de forêt, ainsi que les rejets de la vie végétale (Environnement Canada & Santé Canada, 1993a). Les sources anthropiques comprennent la production, le stockage, l'utilisation et le transport du benzène isolé, du pétrole brut et autres produits du pétrole. Il peut s'agir notamment des vapeurs d'essence rejetées dans les stations-service ou encore de sous-produits de combustion libérés dans les gaz d'échappement des véhicules automobiles (Santé Canada, 2009c). De façon générale, le benzène trouvé dans l'environnement provient beaucoup plus souvent de sources anthropiques que de sources naturelles (Environnement Canada & Santé Canada, 1993a).

Pour la population générale, l'exposition au benzène se produit principalement par inhalation de l'air ambiant. Le niveau d'exposition est particulièrement élevé dans les zones de circulation routière intense et les stations-service, et en cas d'inhalation de la fumée du tabac (ATSDR, 2007a). L'exposition au benzène dans l'air ambiant représente entre 98 et 99 % de l'absorption totale de benzène pour la population canadienne des non-fumeurs (Santé Canada, 2009c). Le taux de benzène dans l'air intérieur résidentiel était plus élevé en cas de garage attenant ou lorsque des personnes fument à domicile (Héroux et coll., 2008; Héroux et coll., 2010; Wheeler et coll., 2013). Différents produits commercialisés contenant du benzène peuvent aussi contribuer à sa présence dans l'air intérieur (Environnement Canada & Santé Canada, 1993a). Malgré la détection de benzène dans l'eau du robinet, dans certains aliments et dans diverses boissons, on ne considère pas qu'il s'agit de sources d'exposition majeures pour la population générale (ATSDR, 2007a; Santé Canada, 2009c).

Après inhalation, le benzène est facilement absorbé dans le sang et il se répartit dans tout l'organisme en se concentrant dans les tissus adipeux (EPA, 2002). Dans les poumons et le foie, le métabolisme du benzène produit plusieurs métabolites réactifs, dont l'oxyde de benzène (EPA, 2002; McHale et coll., 2012). Le métabolisme du benzène peut prendre diverses voies métaboliques : le réarrangement spontané de l'oxyde de benzène produit du phénol, un métabolite principal; la réaction avec le glutathion conduit à la formation d'acide S-phénylmercapturique (S-PMA); une réaction de catalyse par le fer entraîne la formation d'acide trans,trans-muconique (t,t-MA) (EPA, 2002). Le benzène est excrété par les poumons lors de l'expiration, ainsi que dans l'urine sous forme de métabolites conjugués; tous les métabolites du benzène peuvent être conjugués avec du sulfate ou de l'acide glucuronique (EPA, 2002). Le phénol, le S-PMA et le t,t-MA sont considérés comme des biomarqueurs urinaires de l'exposition récente au benzène (Boogaard & van Sittert, 1995; Qu et coll., 2005; Weisel, 2010). Le t,t-MA et le S-PMA sont des indicateurs plus sensibles et plus fiables de l'exposition au benzène, car le phénol urinaire peut résulter d'une exposition alimentaire ou environnementale au phénol ou à d'autres composés phénoliques (ATSDR, 2007a). La concentration sanguine de benzène représente le biomarqueur le plus fiable de l'exposition et reflète une exposition récente (Arnold et coll., 2013; Weisel, 2010).

On sait que le benzène est à l'origine de nombreux effets sur la santé humaine. Le type d'effet indésirable dépend de la concentration de benzène et de la durée de l'exposition. L'exposition à cette substance peut être hématotoxique chez les humains et les animaux de laboratoire, le principal organe cible étant la moelle osseuse (EPA, 2002). Les données existantes indiquent que les métabolites du benzène produits dans le foie peuvent être transportés vers la moelle osseuse, où se produit l'hématotoxicité (EPA, 2002). Chez les rongeurs, il a été montré que l'exposition chronique au benzène par inhalation provoque une leucémie (EPA, 2002). Les études épidémiologiques et les études de cas fournissent des preuves solides d'une relation entre l'exposition à des taux élevés de benzène et le risque de leucémie chez les humains soumis à une exposition en milieu de travail (EPA, 2002).

Le benzène a été classé comme étant cancérogène pour les humains par Environnement Canada et Santé Canada (groupe I), ainsi que par le Centre International de Recherche sur le Cancer (groupe 1) (Environnement Canada & Santé Canada, 1993a; CIRC, 2012a). Bien qu'on n'ait pas encore établi de mode d'action commun pour les effets hématotoxiques et cancérogènes, il est généralement admis que la leucémie myéloïde aiguë et les effets non cancérogènes sont causés par un ou plusieurs métabolites réactifs du benzène (ATSDR, 2007a; McHale et coll., 2012; Meek & Klaunig, 2010; Smith, 2010).

À l'échelle internationale, le benzène est devenu l'une des substances les plus strictement réglementées (Capleton & Levy, 2005). Au Canada, des règlements limitent la concentration de benzène dans l'essence ainsi que dans les émissions des véhicules (Canada, 1997; Environnement Canada, 2014). Le benzène figure sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], et il est admissible à une gestion complète de son cycle de vie en vue d'empêcher ou de réduire le plus possible les rejets dans l'environnement (Canada, 1999; Environnement Canada & Santé Canada, 1993a). En 2000-2001, le Conseil canadien des ministres de l'Environnement a approuvé un standard pancanadien relatif au benzène, qui exige la réduction des émissions industrielles totales et l'utilisation de pratiques de gestion exemplaires (CCME, 2000a; CCME, 2001). L'application de ce standard a permis une réduction de 71 % des émissions industrielles de benzène dans l'air ambiant entre 1995 et 2008 (CCME, 2012). Le benzène figure également à titre d'ingrédient interdit 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 contrevenir à l'interdiction générale énoncée à l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues ou à une disposition du Règlement sur les cosmétiques (Canada, 1985; Santé Canada, 2014b).

Le gouvernement du Canada a par ailleurs pris diverses mesures à l'égard des COV, une vaste classe de composés dont le benzène fait partie. Cette classe est préoccupante aussi bien pour l'environnement que pour la santé, car elle contribue à la formation de smog. Le gouvernement du Canada a pris ou proposé des mesures pour lutter contre les émissions de COV qui découlent de l'utilisation de produits commerciaux et de consommation au Canada (Canada, 2009a; Canada, 2009b; Environnement Canada, 2002; Environnement Canada, 2013a).

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 benzène dans l'eau potable, sur la base de paramètres cancérogènes; on considère que ce seuil de concentration assure une protection contre les effets aussi bien cancérogènes que non cancérogènes du benzène (Santé Canada, 2009c). Santé Canada a désigné le benzène comme un contaminant de l'air intérieur d'intérêt prioritaire et a élaboré un document de conseils sur le benzène dans l'air intérieur résidentiel (Santé Canada, 2013d). D'après l'hypothèse que le risque de cancer associé aux niveaux d'exposition au benzène dans l'air intérieur est faible, mais non négligeable, le document de conseils recommande aux particuliers de prendre les mesures nécessaires pour réduire leur exposition au benzène dans l'air intérieur. Les stratégies recommandées concernent notamment les garages attenants aux résidences et le tabagisme, les deux sources majeures de benzène dans l'air intérieur.

Des mesures de la concentration urinaire de t,t-MA ont permis d'évaluer l'exposition au benzène pour des pompiers de Montréal, au Québec. On a prélevé des échantillons d'urine auprès de 43 pompiers sur une période de 20 heures après la fin d'un incendie (Caux et coll., 2002). Parmi les 43 sujets de l'étude, 6 avaient une concentration urinaire de t,t-MA supérieure à 1 700 µg/g de créatinine. Une telle valeur correspond à une concentration atmosphérique de benzène presque 1 000 fois supérieure à la concentration moyenne observée dans l'air ambiant (Boogaard & van Sittert, 1995; Environnement Canada & Santé Canada, 1993a).

La concentration de benzène dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 12 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les concentrations des métabolites du benzène, t,t-MA et S-PMA, dans l'urine ont été mesurées pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang pour le benzène, et en µg/L et en µg/g de créatinine pour le t,t-MA et le S-PMA. La présence d'une quantité mesurable de benzène dans le sang, ou de t,t-MA ou de S-PMA dans l'urine peut être un indicateur d'une exposition au benzène, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour le benzène dans le sang de la population canadienne.

On a également mesuré le taux de benzène dans l'air intérieur au domicile des participants lors du cycle 2 (2009 à 2011) (Statistique Canada, 2012; Wheeler et coll., 2013; Zhu et coll., 2013) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS, ainsi que dans l'eau du robinet lors du cycle 3. Pour obtenir une description détaillée des analyses de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada ou sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Éthylbenzène

L'éthylbenzène (nº CAS 100-41-4) est un composé organique volatil (COV) liquide et incolore. Il s'agit d'une substance chimique industrielle produite commercialement en grande quantité, principalement par l'alkylation du benzène avec l'éthylène (ATSDR, 2010a; CIRC, 2000). La quantité d'éthylbenzène fabriquée au Canada est restée relativement stable depuis 1999 (Environnement Canada & Santé Canada, 2014a).

L'éthylbenzène est surtout utilisé pour fabriquer le styrène et le caoutchouc synthétique (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a; CIRC, 2000). Il sert également, de solvant dans l'industrie des semiconducteurs et de solvant d'usage général dans les produits fabriqués, ainsi qu'à la production de diéthylbenzène, d'acétophénone et d'autres substances chimiques (ATSDR, 2010a). L'éthylbenzène entre dans la composition de l'asphalte, du naphta ainsi que des carburants pour automobiles et avions, y compris l'essence, qui contient normalement environ 2 % d'éthylbenzène en poids (ATSDR, 2010a). Comme les mélanges commerciaux à base de xylènes peuvent contenir jusqu'à 25 % d'éthylbenzène, on peut retrouver ce COV en grande quantité dans certaines peintures, y compris les peintures à pulvériser et les apprêts, les laques, les encres d'imprimerie, les insecticides et les solvants contenant des xylènes (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a; CIRC, 2000).

L'éthylbenzène libéré dans l'environnement, principalement dans l'atmosphère, provient de sources naturelles et anthropiques. Il a été détecté dans les émissions volcaniques et de feux de forêt, ainsi que dans des gisements de pétrole brut et de charbon (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a; CIRC, 2000). Les sources anthropiques d'éthylbenzène comprennent la fabrication, le traitement, le stockage, l'utilisation, le transport et l'élimination de carburants, de solvants, de produits pétrochimiques et de polymères. La croissance démographique et de la demande d'énergie pourraient accroître les rejets d'éthylbenzène dans l'air, notamment comme produits de combustion des carburants (Environnement Canada & Santé Canada, 2014a).

Pour la population générale, l'exposition à l'éthylbenzène se produit principalement par inhalation de l'air intérieur (Environnement Canada & Santé Canada, 2014a; Santé Canada, 2007a). Le taux d'éthylbenzène dans l'air intérieur résidentiel était plus élevé dans les résidences munies d'un garage attenant, qui possèdent un nombre élevé d'occupants, pour lesquelles des rénovations ont été faites récemment ou dans lesquelles on a récemment utilisé des parfums ou des décapants (Wheeler et coll., 2013). L'utilisation de produits de consommation comme les laques, les teintures, les vernis et les mastics pour sols en béton peuvent également être des sources d'exposition par inhalation de courte durée, mais à des concentrations potentiellement élevées. Bien que la fumée de cigarette puisse faire augmenter la concentration d'éthylbenzène dans l'air résidentiel, il ne s'agit probablement pas d'une source importante d'exposition (Environnement Canada & Santé Canada, 2014a; Santé Canada, 2010b). D'autres produits commerciaux contenant de l'éthylbenzène peuvent également contribuer à la présence de ce COV dans l'air intérieur (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a). Bien qu'on ait décelé de l'éthylbenzène dans l'air extérieur, l'eau du robinet, le sol et des aliments, il ne s'agit pas de sources importantes d'exposition pour la population (Santé Canada, 2007a).

Après l'exposition par voie orale ou cutanée ou par inhalation, l'éthylbenzène est facilement absorbé et réparti dans tout l'organisme (ATSDR, 2010a; CIRC, 2000). Chez les humains, entre 49 et 64 % de l'éthylbenzène est absorbé par inhalation (ATSDR, 2010a). La majeure partie de l'éthylbenzène absorbé dans le sang et l'organisme est éliminée dans l'urine, mais des quantités infimes sont exhalées. Sa demi-vie d'élimination va de moins de 1 heure à 25 heures (ATSDR, 2010a). Après une exposition par voie orale, l'absorption de l'éthylbenzène est d'environ 72 à 92 % chez les animaux de laboratoire, avant une excrétion rapide dans l'urine (ATSDR, 2010a). Au contraire, après une absorption par voie cutanée, seule une petite partie de l'éthylbenzène absorbé est éliminée dans l'urine et aucune quantité n'est exhalée (ATSDR, 2010a). La concentration sanguine d'éthylbenzène représente le biomarqueur le plus fiable de l'exposition et reflète une exposition récente (ATSDR, 2010a).

Chez les humains, l'éthylbenzène peut être irritant pour les yeux, le nez, la gorge, les poumons et la peau, et il a été associé à des symptômes comme des céphalées, des étourdissements, les vertiges et une sensation d'intoxication (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a). Une exposition aiguë par inhalation a été généralement associée à des symptômes neurologiques et des irritations des voies respiratoires réversibles, tandis qu'une exposition chronique a été associée à des troubles de la fonction neurologique, notamment du rendement cognitif et neuromusculaire (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a). Les résultats d'études menées sur des animaux de laboratoire exposés à l'éthylbenzène par inhalation étayent l'hypothèse d'effets sur le système nerveux central, de changements neuromusculaires et du comportement, ainsi que de pertes auditives (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a). Chez les animaux de laboratoire, l'exposition chronique à de fortes concentrations d'éthylbenzène dans l'air et par voie orale a été associée à des atteintes rénales et hépatiques, à des troubles mineurs de développement, ainsi qu'à des effets sur le sang, l'hypophyse, la thyroïde et les tissus des voies respiratoires (ATSDR, 2010a; Environnement Canada & Santé Canada, 2014a). Le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé l'éthylbenzène dans le groupe 2B, à savoir celui des agents peut-être cancérogènes pour les humains (CIRC, 2000). Toutefois, l'évaluation la plus récente de Santé Canada et d'Environnement Canada conclut que l'éthylbenzène est probablement un agent cancérogène non linéaire avec seuil, c'est-à-dire qu'en deçà d'un certain seuil, la formation de tumeurs est peu probable (Environnement Canada & Santé Canada, 2014a).

Santé Canada et Environnement Canada ont étudié conjointement l'éthylbenzène dans le cadre d'une ébauche d'évaluation et ont proposé de conclure qu'il pénètre ou peut pénétrer dans l'environnement à des quantités ou des concentrations, ou dans des conditions qui sont ou qui pourraient être préjudiciables pour la vie ou la santé humaine au Canada (Environnement Canada & Santé Canada, 2014a). À la suite de cette évaluation, le gouvernement du Canada a proposé un plan de gestion des risques associés à l'éthylbenzène, qui prévoit des mesures pour réduire au minimum les rejets d'éthylbenzène au cours de l'utilisation intérieure de laques, de teintures, de vernis et de mastics pour sol de béton (Environnement Canada & Santé Canada, 2014b).

Le gouvernement du Canada a par ailleurs pris diverses mesures à l'égard des COV, une vaste classe de composés dont l'éthylbenzène fait partie. Cette classe est préoccupante aussi bien pour l'environnement que pour la santé, car elle contribue à la formation de smog. Le gouvernement du Canada a pris ou proposé des mesures pour lutter contre les émissions de COV qui découlent de l'utilisation de produits commerciaux et de consommation au Canada (Canada, 2009a; Canada, 2009b; Environnement Canada, 2002; Environnement Canada, 2013a).

La recommandation actuelle pour la qualité de l'eau potable au Canada fixe la concentration d'éthylbenzène dans l'eau potable selon un objectif esthétique fondé sur son seuil olfactif (Santé Canada, 1986a; Santé Canada, 2012d). Cette recommandation a été jugée adéquate pour protéger contre une exposition aiguë, mais aucun seuil fondé sur des critères de santé n'a été établi (Santé Canada, 2012d). Santé Canada a récemment soumis à la consultation publique la version révisée du document technique que le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a élaboré d'après les données scientifiques à jour sur l'éthylbenzène (Santé Canada, 2014c). La version définitive du document technique de la recommandation devrait être diffusée en été 2015.

La concentration d'éthylbenzène dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 12 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable d'éthylbenzène dans le sang peut être un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour l'éthylbenzène dans le sang de la population canadienne.

On a également mesuré le taux d'éthylbenzène dans l'air intérieur au domicile des participants lors du cycle 2 (2009 à 2011) (Statistique Canada, 2012; Wheeler et coll., 2013) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS, ainsi que dans l'eau du robinet lors du cycle 3. Pour obtenir une description détaillée des analyses de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada ou sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Styrène

Le styrène (nº CAS 100-42-5), un composé volatil organique (COV) liquide et incolore, est une substance chimique industrielle produite en grande quantité. Le styrène a été isolé pour la première fois par distillation d'une résine naturelle, le styrax (baume), de l'aubier et du tissu cortical des arbres (ATSDR, 2010b; CIRC, 2002).

Le styrène est fabriqué de façon synthétique depuis le début du XIXe siècle et il est souvent présent sous forme d'impureté dans les procédés de traitement industriel de la houille de goudron et de craquage du pétrole (CIRC, 2002). Le styrène est un produit commercial utilisé dans le monde entier pour la fabrication de plastiques, de résines renforcées à la fibre de verre, de revêtements protecteurs, de résines d'échange ionique et de caoutchoucs synthétiques (ATSDR, 2010b; CIRC, 2002). Le styrène commercial contient plusieurs composants, dont le benzène, l'éthylbenzène, le xylène et d'autres COV (CIRC, 2002). Parmi les utilisations industrielles du styrène au Canada, on compte la fabrication de polystyrène, de latex et de caoutchouc butadiène-styrène, de résines d'acrylonitrile-butadiène-styrène et de résines de polyester non saturé (Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Les matériaux polymères à base de styrène servent à la fabrication de toute une panoplie de produits, qui contiennent également, pour la plupart, une petite quantité de monomères de styrène non liés (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Ces produits sont par exemple les mousses isolantes, les pneus d'automobile, les matériaux de conditionnement, les moulures sur modèles, les cires et les lasures, les adhésifs et les nettoyants pour métaux (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b).

Le styrène libéré dans l'environnement provient de sources naturelles et anthropiques. Le styrène est libéré principalement dans l'atmosphère par la fabrication, l'utilisation et l'élimination de produits à base de styrène, les rejets industriels, les gaz d'échappement des véhicules, l'incinération et la fumée du tabac (Environnement Canada & Santé Canada, 1993b; ATSDR, 2010b). La production, l'utilisation et l'élimination du styrène et de produits qui en contiennent peuvent également être à l'origine de rejets dans les milieux aquatiques, par l'intermédiaire des eaux usées. La biodégradation des végétaux et des matières organiques constitue l'une des sources naturelles de styrène dans l'environnement (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b).

Pour la population générale, l'exposition au styrène se produit principalement par inhalation, et les taux de styrène sont plus élevés dans l'air intérieur que dans l'air extérieur (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Le styrène est un constituant minoritaire et naturel de la fumée du tabac, et cette dernière est la source majeure d'exposition au styrène pour les fumeurs (Environnement Canada & Santé Canada, 1993b; Zhu et coll., 2013). Outre la fumée du tabac, les sources les plus courantes de styrène dans l'air sont les gaz d'échappement des automobiles, l'utilisation et la fabrication de styrène, ainsi que l'utilisation de photocopieurs et d'imprimantes laser (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Par ailleurs, il n'est pas rare qu'une exposition par inhalation à court terme soit attribuable aux émissions dans l'air intérieur provenant d'adhésifs et de lasures fraîchement appliqués, ainsi que de nouveaux matériaux de construction contenant des résines de polymère, des caoutchoucs synthétiques et des matériaux stratifiés. D'autres sources d'exposition possibles comprennent l'ingestion d'aliments et de boissons. Toutefois, dans les aliments, on trouve surtout des résidus de monomères de styrène introduits par les emballages en polystyrène (ATSDR, 2010b; Genualdi et coll., 2014). En règle générale, l'ingestion de styrène par la consommation d'eau potable est négligeable (Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Une exposition par contact cutané et oculaire peut également survenir lors de la manipulation de produits liquides contenant du styrène.

Après inhalation, le styrène est facilement absorbé et il se répartit dans tout l'organisme en se concentrant surtout dans les tissus adipeux (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Après une exposition par voie orale chez des animaux de laboratoire, on observe une absorption rapide et complète du styrène, qui se répartit dans les reins, le foie, le pancréas, les tissus adipeux et, dans une moindre mesure, l'estomac ainsi que l'intestin grêle et le gros intestin (ATSDR, 2010b). Le styrène absorbé par l'organisme est rapidement éliminé de tous les tissus après 1 à 3 jours (ATSDR, 2010b). Les demi-vies estimées vont de moins de 1 à 13 heures, selon la phase d'élimination; dans les tissus adipeux, la demi-vie estimée d'élimination est de 2 à 5 jours (ATSDR, 2010b). Chez les humains, environ 97 % du styrène absorbé est excrété sous forme de métabolites dans l'urine et le restant est éliminé dans l'air expiré sans subir de transformation (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Le principal métabolite intermédiaire est l'époxy-7,8-styrène, qui est hydrolysé en styrène glycol avant d'être métabolisé en acide mandélique et acide phénylglyoxylique, les principaux métabolites urinaires (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Le foie est le principal site de métabolisme du styrène. À de forts niveaux d'exposition qui saturent les enzymes métaboliques, une plus grande quantité de styrène non métabolisé est excrétée dans l'air expiré (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Chez des animaux de laboratoire, après une exposition par voie orale, le styrène est rapidement excrété dans l'urine (à raison de 90 % dans les 24 heures), et une faible quantité de ce VOC (inférieure à 2 %) est excrétée dans les matières fécales (ATSDR, 2010b). La concentration de styrène dans le sang, l'urine et l'air expiré représente le biomarqueur le plus fiable d'une exposition récente au styrène (ATSDR, 2010b).

Une exposition aiguë au styrène provoque une irritation des yeux, du nez et de la gorge, ainsi que des dermatites (ATSDR, 2010b; CIRC, 2002). Chez les humains, l'exposition aiguë à de fortes concentrations de styrène dans l'air est associée à des troubles du système nerveux central, comme des nausées, des céphalées, une fatigue et des problèmes de concentration, qui sont semblables aux effets narcotiques d'autres solvants organiques. Ces effets sont généralement réversibles après élimination de la source d'exposition (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Une exposition chronique au styrène a été associée à des troubles des systèmes nerveux central et périphérique, à un ralentissement du temps de réaction, à une moins bonne capacité à discriminer les couleurs, à des troubles auditifs, à un manque de coordination oculo-manuelle, ainsi qu'à une diminution des capacités d'apprentissage verbal (ATSDR, 2010b; ATSDR, 2012b; CIRC, 2002). On ne sait pas encore si une exposition chronique au styrène entraîne des lésions permanentes du système nerveux chez les humains (ATSDR, 2010b). Les résultats d'études menées sur des humains et des animaux de laboratoire exposés au styrène par inhalation et par voie orale suggèrent également que de fortes concentrations de styrène pourraient entraîner une immunosuppression (ATSDR, 2010b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993b; CIRC, 2002). L'exposition chronique à des taux importants de styrène dans l'air en présence d'autres substances chimiques, y compris des substances cancérogènes, a été faiblement associée à la formation de lymphomes et d'autres cancers, ainsi qu'à des aberrations chromosomiques (ATSDR, 2010b; CIRC, 2002). Compte tenu des données probantes limitées sur les animaux et les humains, le styrène a été classé comme étant peut-être cancérogène pour les humains par Environnement Canada et Santé Canada (groupe III), de même que par le Centre International de Recherche sur le Cancer (groupe 2B) (Environnement Canada & Santé Canada, 1993b; CIRC, 2002). Le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé le principal métabolite intermédiaire du styrène, l'époxy-7,8-styrène, dans le groupe 2A, à savoir celui des agents probablement cancérogènes pour les humains (CIRC, 2002). Récemment, le National Toxicology Program des États-Unis a inscrit le styrène parmi les agents que l'on peut raisonnablement présumer être cancérogènes pour les humains, compte tenu de diverses études sur le cancer menées chez les humains, d'études sur des animaux de laboratoire et de données mécanistes à l'appui (ATSDR, 2011; NTP, 2011).

Santé Canada et Environnement Canada ont conclu que les concentrations de styrène généralement détectées dans l'environnement au Canada ne sont pas préoccupantes pour la santé humaine (Environnement Canada & Santé Canada, 1993b). Le styrène fait également partie de la classe plus large des COV. Cette classe est préoccupante aussi bien pour l'environnement que pour la santé, car elle contribue à la formation de smog. Le gouvernement du Canada a pris et proposé des mesures pour lutter contre les émissions de COV qui découlent de l'utilisation de produits commerciaux et de consommation au Canada (Canada, 2009a; Canada, 2009b; Environnement Canada, 2002; Environnement Canada, 2013a). Étant donné qu'on n'a pas détecté de styrène dans l'eau potable au Canada, le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable n'a pas élaboré de recommandation à son égard (Santé Canada, 2012d).

La concentration de styrène dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 12 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable de styrène dans le sang peut être un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour le styrène dans le sang de la population canadienne.

On a également mesuré le taux de styrène dans l'air intérieur au domicile des participants lors du cycle 2 (2009 à 2011) (Zhu et coll., 2013) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS, ainsi que dans l'eau du robinet lors du cycle 3. Pour obtenir une description détaillée des analyses de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada ou sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Tétrachloroéthylène (Perchloroéthylène)

Le tétrachloroéthylène (nº CAS 127-18-4), également appelé perchloroéthylène, est un composé organique volatil (COV) liquide incolore (Canada, 2011b; Canada, 2011c; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c; CIRC, 2014). Il s'agit d'une substance chimique industrielle produite commercialement par chloration d'autres hydrocarbures, y compris l'acétylène, par l'intermédiaire du trichloroéthylène (CIRC, 2014). L'emploi du tétrachloroéthylène a évolué au fil des années. Au milieu du XXe siècle, le tétrachloroéthylène était surtout utilisé par l'industrie du nettoyage à sec et il constituait le principal solvant organique employé pour le dégraissage à la vapeur dans les procédés de nettoyage de pièces métalliques (CIRC, 2014). Dans les années 1980, l'adoption de règlements environnementaux et l'amélioration des contrôles technologiques au Canada et dans le monde ont entraîné des changements de son profil d'utilisation (Canada, 2011b; Canada, 2011c; CIRC, 2014). Depuis les années 1990, le tétrachloroéthylène sert principalement de matière première pour la production d'hydrurofluorurocarbones (hydrocarbures fluorés) (CIRC, 2014). Toutefois, le Protocole de Montréal relatif à des substances qui appauvrissent la couche d'ozone prévoit l'arrêt progressif de la production de chlorurofluorurocarbones d'ici 2030 (CIRC, 2014; UNEP, 2007). Au Canada, la production de tétrachloroéthylène a cessé en 1992, mais on continue d'importer ce COV pour l'utiliser principalement comme matière première ainsi que comme solvant dans les industries du nettoyage à sec et du nettoyage des pièces métalliques (Environnement Canada & Santé Canada, 1993c; Santé Canada, 1996a).

Le tétrachloroéthylène est libéré principalement dans l'atmosphère par l'évaporation de sources anthropiques (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). La production, l'utilisation et l'élimination du tétrachloroéthylène et des produits qui en contiennent peuvent également être à l'origine de rejets dans l'environnement, par l'intermédiaire des eaux usées. Les algues marines produisent une petite quantité de tétrachloroéthylène trouvé naturellement dans l'environnement (Abrahamsson et coll., 1995).

Pour la population générale, l'exposition au tétrachloroéthylène se produit principalement par inhalation de l'air intérieur contaminé par des émissions provenant de vêtements récemment nettoyés à sec, de produits automobiles et d'autres produits de consommation contenant du tétrachloroéthylène (Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). Malgré la détection de tétrachloroéthylène dans l'eau potable, on considère qu'il s'agit d'une source mineure d'exposition (Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). D'autres sources d'exposition possibles comprennent l'utilisation de produits de consommation contenant du tétrachloroéthylène, l'air ambiant et les aliments (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). Le fait de résider à proximité d'une installation de nettoyage à sec peut également accroître le risque d'exposition (ATSDR, 1997a; CDC, 2009; CIRC, 2014).

Le tétrachloroéthylène est rapidement absorbé par le sang, puis il se répartit dans tout l'organisme en se concentrant dans les tissus adipeux (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c; CIRC, 2014). Le tétrachloroéthylène est métabolisé dans les reins, le foie et les poumons, où se forment son principal métabolite, l'acide trichloroacétique (TCA), ainsi que d'autres métabolites mineurs, dont le trichloroéthanol (CIRC, 2014). Le tétrachloroéthylène absorbé est rapidement éliminé de l'organisme en quelques minutes ou quelques heures, par exhalation du tétrachloroéthylène non métabolisé, ainsi que par excrétion plus lente des métabolites dans l'urine (CIRC, 2014). Les demi-vies estimées du tétrachloroéthylène dans les tissus bien vascularisés, les tissus musculaires et les tissus adipeux sont respectivement de 12 à 16 heures, de 30 à 40 heures et de 55 heures (ATSDR, 1997a). Il est possible de détecter les métabolites du tétrachloroéthylène dans l'urine, mais c'est le taux de tétrachloroéthylène dans le sang et dans l'air expiré qui représente le biomarqueur le plus fiable d'une exposition récente au tétrachloroéthylène (ATSDR, 1997; CIRC, 2014).

On sait que l'exposition au tétrachloroéthylène entraîne plusieurs effets sur la santé humaine. Une exposition aiguë par inhalation, ingestion et contact cutané peut provoquer une irritation des membranes (ATSDR, 1997a). Si les concentrations de tétrachloroéthylène sont très élevées, l'exposition aiguë par inhalation ou par voie orale peut conduire à une atrophie des nerfs olfactifs, des tremblements et une dépression du système nerveux central, ainsi qu'à un mauvais fonctionnement rénal et hépatique chez des animaux de laboratoire. Tous ces symptômes s'apparentent à ceux qui sont observés chez les humains après un empoisonnement accidentel et l'abus de solvant (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). L'exposition au tétrachloroéthylène est également associée à des effets narcotiques et anesthésiques, dont la gravité est proportionnelle au niveau d'exposition (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c; EPA, 2012). Ces symptômes neurologiques peuvent être réversibles après l'arrêt de l'exposition aiguë, mais une exposition chronique provoque parfois des troubles neurologiques plus persistants (ATSDR, 1997a; Environnement Canada & Santé Canada, 1993c; CIRC, 2014). Le Groupe d'experts sur le cancer du Centre International de Recherche sur le Cancer a évalué de nombreux types de cancers possibles et a établi des relations positives systématiques avec le cancer de la vessie chez les humains (CIRC, 2014). Compte tenu des données probantes limitées pour les humains et suffisantes pour les animaux de laboratoire, le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé le tétrachloroéthylène dans le groupe 2A, à savoir celui des agents probablement cancérogènes pour les humains. Environnement Canada et Santé Canada l'ont pour leur part classé dans le groupe III, à savoir celui des agents susceptibles d'être cancérogènes pour les humains (Environnement Canada & Santé Canada, 1993c; CIRC, 2014).

Le gouvernement du Canada a réalisé une évaluation scientifique des répercussions de l'exposition au tétrachloroéthylène pour les humains et l'environnement, à l'issue de laquelle il a conclu que le tétrachloroéthylène est toxique pour l'environnement, mais pas pour la santé humaine, en vertu des critères de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Environnement Canada & Santé Canada, 1993c). Le tétrachloroéthylène figure sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la LCPE (1999) et il est admissible à une gestion complète de son cycle de vie en vue d'empêcher ou de réduire le plus possible les rejets dans l'environnement (Canada, 1999). Au Canada, le Règlement sur le tétrachloroéthylène (utilisation pour le nettoyage à sec et rapports) vise à réduire les émissions de tétrachloroéthylène provenant des installations de nettoyage à sec (Canada, 2011b; Canada, 2011c). Le gouvernement du Canada a de plus adopté le Règlement sur les solvants de dégraissage en vue de réduire la consommation totale de tétrachloroéthylène utilisé dans les procédés de dégraissage aux solvants au Canada (Canada, 2011c; Environnement Canada, 2013b). Le tétrachloroéthylène figure à titre d'ingrédient interdit 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 contrevenir à l'interdiction générale énoncée à l'article 16 de la Loi sur les aliments et drogues ou à une disposition du Règlement sur les cosmétiques (Canada, 1985; Santé Canada, 2014b). De plus, Santé Canada a élaboré une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de tétrachloroéthylène (Santé Canada, 1996a). Santé Canada a récemment soumis à la consultation publique la version révisée du document technique que le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a élaboré d'après les données scientifiques à jour sur le tétrachloroéthylène (Santé Canada, 2014d). La version définitive du document technique de la recommandation devrait être diffusée en automne 2015.

La concentration de tétrachloroéthylène dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 12 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable de tétrachloroéthylène dans le sang peut être un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour le tétrachloroéthylène dans le sang de la population canadienne.

On a également mesuré le taux de tétrachloroéthylène dans l'air intérieur au domicile des participants lors du cycle 2 (2009 à 2011) (Zhu et coll., 2013) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS, ainsi que dans l'eau du robinet lors du cycle 3. Pour obtenir une description détaillée des analyses de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada ou sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Toluène

Le toluène (nº CAS 108-88-3) est un composé organique volatil (COV) liquide et incolore. Il est produit commercialement, principalement par la conversion de pétrole en essence et d'autres carburants, ou par récupération comme sous-produit dans le four à coke ainsi que dans l'industrie de la fabrication du styrène (ATSDR, 2000; Environnement Canada & Santé Canada, 1992).

Le toluène est largement utilisé dans l'industrie comme solvant et comme produit intermédiaire dans la production de diverses substances chimiques. Il a été couramment employé dans la fabrication du benzène et de ses dérivés, du trinitrotoluène et du toluène diisocyanate, ainsi que comme remonteur d'octane ajouté aux essences mélangées (ATSDR, 2000; CDC, 2009). Il a de plus été largement utilisé comme solvant dans les peintures et les finis, les adhésifs, les polymères et les résines, les teintures, les produits automobiles et certains produits d'hygiène personnels (ATSDR, 2000; Environnement Canada & Santé Canada, 1992; Santé Canada, 2012e). L'emploi du toluène dans les produits et les procédés à base de solvant a diminué depuis qu'on trouve sur le marché des préparations de substitution à teneur réduite en COV, de même que des produits et des procédés à base d'alcool et d'eau.

Le toluène est libéré dans l'environnement par des sources naturelles et anthropiques. Il a été détecté dans les émissions volcaniques et de feux de forêt, ainsi que dans des gisements de gaz naturel et de pétrole brut (ATSDR, 2000; Environnement Canada & Santé Canada, 1992). Les sources anthropiques de toluène atmosphérique sont principalement la volatilisation des carburants à base de pétrole ainsi que des solvants et des diluants à base de toluène, les gaz d'échappement des véhicules à moteur, ainsi que les dégagements gazeux de toluène de certains matériaux de construction, produits de consommation et automobiles (ATSDR, 2000; Environnement Canada & Santé Canada, 1992). Le toluène est également libéré dans l'environnement par les déchets des installations de fabrication et de traitement, les déversements et les fuites, ainsi que l'élimination de produits contenant du toluène (ATSDR, 2000; CCME, 2004a; Environnement Canada & Santé Canada, 1992).

Pour la population générale, l'exposition au toluène se produit principalement par inhalation de l'air intérieur (Santé Canada, 2011a). Le tabagisme peut entraîner une hausse considérable de l'exposition et, chez les fumeurs, l'inhalation de la fumée de cigarette pourrait être une source majeure de l'exposition globale au toluène (ATSDR, 2000; Santé Canada, 2011a; Santé Canada, 2012e). Le taux de toluène dans l'air intérieur résidentiel était également plus élevé dans les résidences neuves, munies d'un garage attenant, ou dans lesquelles on a utilisé de la peinture et des décapants dans la semaine précédente (Wheeler et coll., 2013). Le toluène est présent dans la fumée du tabac, et la consommation régulière de tabac dans le logement est un important élément prédictif de la présence de toluène dans l'air intérieur (Santé Canada, 2012e). Malgré la détection de toluène dans l'eau potable et dans certains aliments, on ne considère pas qu'il s'agit de sources d'exposition majeures pour la population (Environnement Canada & Santé Canada, 1992).

Après inhalation, le toluène est facilement absorbé et il se répartit dans tout l'organisme (ATSDR, 2000; Environnement Canada & Santé Canada, 1992). Une grande partie du toluène absorbé est rapidement éliminée. Une petite quantité, concentrée dans les tissus adipeux, est éliminée plus lentement (ATSDR, 2000). Jusqu'à 20 % du toluène absorbé est exhalé sans avoir subi de transformation, et moins de 1 % est excrété dans l'urine sans avoir été métabolisé (ATSDR, 2000; Donald et coll., 1991). Après inhalation, les demi-vies d'élimination du toluène vont de moins de 3 minutes à 12 heures dans le sang, et de 0,5 à 3 jours dans les tissus adipeux sous-cutanés chez les humains (ATSDR, 2000). La concentration sanguine de toluène représente le biomarqueur le plus fiable de l'exposition et reflète une exposition récente (ATSDR, 2000; CDC, 2009).

Le toluène peut être irritant pour les yeux, le nez, la gorge, les poumons et la peau, et il a été associé à des symptômes comme des céphalées, des étourdissements, un manque de coordination et une sensation d'intoxication (ATSDR, 2000; CCHST, 2013a; Santé Canada, 2011a; Santé Canada, 2012e; CIRC, 1999b). Une exposition aiguë par inhalation a été généralement associée à des symptômes neurologiques réversibles, tandis qu'une exposition chronique a été associée à des troubles de la fonction neurologique, notamment du rendement cognitif et neuromusculaire, à des dyschromatopsies (anomalies de la vision des couleurs) et à des troubles auditifs (ATSDR, 2000; CCHST, 2013a; CDC, 2009; Santé Canada, 2011a; CIRC, 1999b). Les résultats d'études menées sur des animaux de laboratoire exposés au toluène apportent la preuve de modifications du comportement, de pertes auditives et de modifications subtiles de la structure, de l'électrophysiologie et de la chimie du cerveau (ATSDR, 2000; Bowen & Hannigan, 2006; Gospe & Zhou, 2000). Chez les femmes enceintes, l'exposition au toluène à des concentrations potentiellement toxiques pour la mère, notamment dans les cas d'abus de solvant, a été associée à une toxicité fœtale et à des troubles du développement chez l'enfant (ATSDR, 2000; Bowen & Hannigan, 2006; Donald et coll., 1991; Yücel et coll., 2008). Le toluène est inclassable quant à sa cancérogénicité pour les humains selon le Centre International de Recherche sur le Cancer (groupe 3) et l'Environmental Protection Agency des États-Unis (groupe D) (EPA, 2005; CIRC, 1999b).

En vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement, Santé Canada et Environnement Canada ont conclu que les concentrations actuelles de toluène dans l'environnement ne sont pas préoccupantes pour la vie ou la santé humaine (Environnement Canada & Santé Canada, 1992). Le toluène fait également partie de la classe plus large des COV. Cette classe est préoccupante aussi bien pour l'environnement que pour la santé, car elle contribue à la formation de smog. Le gouvernement du Canada a pris et proposé des mesures pour lutter contre les émissions de COV qui découlent de l'utilisation de produits commerciaux et de consommation au Canada (Canada, 2009a; Canada, 2009b; Environnement Canada, 2002; Environnement Canada, 2013a).

En 2011, Santé Canada a publié une ligne directrice sur la qualité de l'air intérieur résidentiel visant l'exposition à court et à long terme au toluène (Santé Canada, 2011a). La recommandation actuelle pour la qualité de l'eau potable au Canada fixe la concentration de toluène selon un objectif esthétique fondé sur son seuil olfactif (Santé Canada, 1986a; Santé Canada, 2012d). Cette recommandation a été jugée adéquate pour protéger contre une exposition aiguë, mais aucun seuil fondé sur des critères de santé n'a été établi (Santé Canada, 1986a; Santé Canada, 2012d). Santé Canada a récemment soumis à la consultation publique la version révisée du document technique que le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a élaboré d'après les données scientifiques à jour sur le toluène (Santé Canada, 2014c). La version définitive du document technique de la recommandation devrait être diffusée en été 2015.

La concentration de toluène dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 12 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable de toluène dans le sang peut être un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour le toluène dans le sang de la population canadienne.

On a également mesuré le taux de toluène dans l'air intérieur au domicile des participants lors du cycle 2 (2009 à 2011) (Statistique Canada, 2012; Wheeler et coll., 2013) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS, ainsi que dans l'eau du robinet lors du cycle 3. Pour obtenir une description détaillée des analyses de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada ou sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Trichloroéthylène

Le trichloroéthylène (nº CAS 79-01-6) est un composé organique volatil (COV) liquide et incolore. Il est produit commercialement par chloration de l'acétylène et de l'éthylène depuis les années 1920 (ATSDR, 1997b; CIRC, 1995). La demande globale pour le trichloroéthylène a fléchi au fil des ans (Santé Canada, 2005a; CIRC, 2014). Plusieurs facteurs peuvent expliquer ce recul, comme l'emploi de solvants de substitution, une augmentation de la récupération et du recyclage des solvants par les utilisateurs, de même que l'adoption de règlements et de contrôles visant à remédier aux effets néfastes des solvants chlorés sur l'environnement, la santé et la sécurité (Santé Canada, 2005a; CIRC, 2014). La production de trichloroéthylène a cessé en 1985 au Canada (Santé Canada, 2005a). Il continue toutefois d'être importé, principalement pour être employé comme solvant pour le dégraissage à la vapeur et le nettoyage à froid de pièces métalliques et, dans une moindre mesure, pour le nettoyage à sec, dans des peintures pour usages spéciaux et des décapants, de même que dans divers produits domestiques (Environnement Canada, 2013c; Environnement Canada, 2013d; Santé Canada, 2005a). Il sert également d'intermédiaire chimique dans la fabrication d'autres substances chimiques (CIRC, 2014).

Le trichloroéthylène pénètre dans l'environnement essentiellement par l'évaporation de sources anthropiques (ATSDR, 1997b; Environnement Canada, 2013d). Bien que la plupart des émissions anthropiques se retrouvent dans l'atmosphère, la production, l'utilisation et l'élimination du trichloroéthylène et des produits qui en contiennent peuvent également être à l'origine de rejets dans l'environnement, par l'intermédiaire des eaux usées. Les algues marines produisent une petite quantité de trichloroéthylène trouvé naturellement dans l'environnement (Abrahamsson et coll., 1995).

Pour la population générale, l'exposition au trichloroéthylène se produit principalement par inhalation de l'air intérieur contaminé par du trichloroéthylène libéré par des peintures pour usages spéciaux, des adhésifs ou des produits domestiques (CDC, 2009; Environnement Canada & Santé Canada, 1993d). La population canadienne peut également être exposée au trichloroéthylène présent dans l'eau potable, l'air et les aliments (Santé Canada, 2005a).

Quelle que soit la voie d'exposition, le trichloroéthylène est rapidement et presque complètement absorbé par le sang, puis il se répartit dans tout l'organisme (ATSDR, 1997b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993d; EPA, 2011). Le trichloroéthylène absorbé se concentre principalement dans le cerveau, les reins, le foie, les muscles et les tissus adipeux (ATSDR, 1997b). Le trichloroéthylène est métabolisé dans les reins, le foie et les poumons, et l'acide trichloroacétique (TCA) et le trichloroéthanol (TCOH) en sont les principaux métabolites (ATSDR, 1997b; EPA, 2011). Le trichloroéthylène absorbé est rapidement éliminé de l'organisme en quelques minutes ou quelques heures, par exhalation du trichloroéthylène non métabolisé, ainsi que par excrétion dans l'urine des métabolites et d'une très faible quantité de trichloroéthylène non métabolisé (ATSDR, 1997b; EPA, 2011). Le taux de trichloroéthylène dans le sang et dans l'air expiré représente le biomarqueur le plus fiable d'une exposition récente au trichloroéthylène (ATSDR, 1997b; CIRC, 1995). La concentration des métabolites TCA et TCOH dans le sang et dans l'urine est un biomarqueur moins fiable, en raison des différences de concentrations urinaires entre les sujets et d'un manque de spécificité pour l'exposition au trichloroéthylène (ATSDR, 1997b; CIRC, 1995).

On sait que l'exposition au trichloroéthylène entraîne plusieurs effets sur la santé humaine. Une exposition aiguë par inhalation, ingestion et contact cutané peut provoquer une irritation des membranes (ATSDR, 1997b; Santé Canada, 2005a; CIRC, 1995). L'exposition au trichloroéthylène est également associée à des effets narcotiques et anesthésiques, dont la gravité est proportionnelle au niveau d'exposition (Environnement Canada & Santé Canada, 1993d; CIRC, 1995). Ces symptômes neurologiques peuvent être réversibles après l'arrêt de l'exposition aiguë, mais une exposition chronique provoque parfois des troubles neurologiques plus persistants (ATSDR, 1997b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993d; EPA, 2011). Récemment, compte tenu des données probantes nouvelles et suffisantes sur l'association entre l'exposition au trichloroéthylène et le cancer des reins chez les humains, lesquelles sont solidement étayées par des études sur des animaux de laboratoire, le Centre International de Recherche sur le Cancer a revu la classification du trichloroéthylène pour le placer dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains (CIRC, 2014). Une relation positive a également été établie entre l'exposition au trichloroéthylène et le cancer du foie et des voies biliaires, ainsi que le lymphome non hodgkinien (EPA, 2011; CIRC, 2014; OMS, 2000).

Le gouvernement du Canada a réalisé une évaluation scientifique des répercussions de l'exposition au trichloroéthylène pour les humains et l'environnement, à l'issue de laquelle il a conclu que le trichloroéthylène peut pénétrer dans l'environnement à des quantités ou dans des conditions qui sont potentiellement préjudiciables pour la vie ou la santé humaine au Canada, en vertu des critères de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Environnement Canada & Santé Canada, 1993d). Le trichloroéthylène figure sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la LCPE (1999) (Canada, 1999). En vertu de la LCPE (1999), le gouvernement du Canada a adopté le Règlement sur les solvants de dégraissage en vue de réduire la consommation totale de trichloroéthylène et de tétrachloroéthylène utilisés dans les procédés de dégraissage aux solvants (Environnement Canada, 2013b). Le secteur commercial du nettoyage à sec a en outre adopté des mesures visant à empêcher et à réduire au minimum les rejets de solvants, notamment de trichloroéthylène et de tétrachloroéthylène (Canada, 2011b; Canada, 2011c; CIRC, 2014). Le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a élaboré une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable du trichloroéthylène dans l'eau potable (Santé Canada, 2005a).

La concentration du trichloroéthylène dans le sang total a été mesurée pour les participants âgés de 12 à 79 ans aulors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable de trichloroéthylène dans le sang peut être un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour le trichloroéthylène dans le sang de la population canadienne.

On a également mesuré le taux de trichloroéthylène dans l'air intérieur au domicile des participants au lors du cycle 2 (2009 à 2011) (Zhu et coll., 2013) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS, ainsi que dans l'eau du robinet lors du cycle 3. Pour obtenir une description détaillée des analyses de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada ou sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Trihalométhanes

Les sous-produits de désinfection (SPD) représentent un groupe de composés chimiques qui se forment lorsque les agents de désinfection de l'eau (le chlore, les chloramines, l'ozone, le dioxyde de chlore) interagissent avec des précurseurs organiques ou des bromures naturellement présents dans l'eau (CCME, 1999a; CDC, 2009; Santé Canada, 2006a). Les SPD comprennent notamment les trihalométhanes (THM), les acides haloacétiques, les haloactétonitriles, les halocétones et les chlorophénols. La formation de THM augmente proportionnellement avec la concentration de chlore et de matières organiques dans l'eau. En présence de bromures, il se forme des THM bromés (Santé Canada, 2006a). Dans le cadre du cycle 3 de l'ECMS, on a mesuré quatre THM : le chloroforme, le bromoforme, le bromodichlorométhane et le dibromochlorométhane. Ces quatre THM sont des composés organiques volatils (COV) formés de trois groupes halogènes liés à un atome de carbone unique (CCME, 1999a). Le chloroforme est le THM le plus courant et le SPD le plus souvent détecté dans l'eau potable chlorée au Canada (ATSDR, 2005a; Santé Canada, 2006a).

Ces quatre THM sont également produits de façon commerciale (ATSDR, 1999a; ATSDR, 2005a). Le chloroforme et le bromodichlorométhane servent aussi bien de produits intermédiaires pour la fabrication de substances chimiques organiques que de solvants, bien que le chloroforme n'ait pas été fabriqué au Canada depuis 1978 (ATSDR, 2005a; Santé Canada, 2006a). Au Canada, le chloroforme n'est plus employé comme anesthésique et son utilisation dans les dentifrices, les liniments et les antitussifs est maintenant interdite (CCME, 1999a; Environnement Canada & Santé Canada, 2000). Le dibromochlorométhane sert d'intermédiaire dans la fabrication de fluides frigorigènes, de pesticides, de propulseurs et d'autres substances chimiques organiques (Santé Canada, 2006a). Le bromoforme sert de solvant dans la synthèse de produits pharmaceutiques et de produits chimiques résistants au feu, et entre dans la composition de fluides d'étalonnage utilisés dans les industries aéronautiques et de construction navale (Santé Canada, 2006a).

Une petite partie des THM présents dans l'environnement provient d'une production naturelle par les algues marines ainsi que des processus naturels de dégradation et de transformation (ATSDR, 1999a; ATSDR, 2005a). De manière générale, on considère que les THM dans l'environnement proviennent principalement de sources anthropiques. Au Canada, les principales sources anthropiques de THM sont l'eau désinfectée dans les usines de traitement de l'eau potable, les effluents chlorés des stations municipales d'épuration des eaux usées et des installations industrielles, ainsi que les eaux de refroidissement des centrales électriques et des installations industrielles (Environnement Canada & Santé Canada, 1993e). L'utilisation de chlore pour le traitement de l'eau potable a quasiment éradiqué les maladies d'origine hydrique, car ce composé peut tuer ou neutraliser la plupart des microorganismes couramment présents dans l'eau (Santé Canada, 2006a). La majorité des usines de traitement de l'eau potable au Canada utilisent du chlore pour désinfecter l'eau directement à l'usine ou pour maintenir un résidu de chlore dans le réseau de distribution, afin d'empêcher une nouvelle croissance bactérienne (Santé Canada, 2006a). La désinfection des effluents d'eaux usées permet de protéger en aval l'approvisionnement en eau des municipalités, les eaux à usage récréatives et les zones conchylicoles d'une contamination bactérienne et d'autres microorganismes responsables de maladies d'origine hydrique (Environnement Canada & Santé Canada, 1993e). Outre l'eau potable, les effluents de désinfection et les eaux de refroidissement, les sources anthropiques de THM comprennent les usines de fabrication de substances chimiques et les sites industriels, les piscines, les cuves thermales et les parcs d'attractions aquatiques (ATSDR, 2005a; CCME, 1999a; Santé Canada, 2006a).

Pour la population générale, l'exposition aux THM se produit principalement par l'ingestion d'eau chlorée (CDC, 2009; Environnement Canada & Santé Canada, 2000; Santé Canada, 2006a). L'exposition est également possible par inhalation au cours de la douche et du bain, de même que par absorption cutanée pendant le bain ou la nage en piscine (CDC, 2009; Santé Canada, 2006a). L'ingestion d'aliments et de boissons serait une source d'exposition plus négligeable (Santé Canada, 2006a). Les piscines et les cuves thermales représentent d'autres sources d'exposition aux THM (Aggazzotti et coll., 1998).

Après l'ingestion, les quatre THM sont absorbés rapidement dans le sang, puis ils se disséminent dans l'organisme en se concentrant dans les tissus adipeux, le sang, le foie, les reins, les poumons et le système nerveux (ATSDR, 1989; Santé Canada, 2006a; OMS, 2004). L'absorption des THM est élevée après une exposition par voie orale ou par inhalation, et l'exposition par voie cutanée pourrait également s'avérer importante (ATSDR, 1989; Santé Canada, 2006a; IPCS, 2000; OMS, 2004). Les demi-vies estimées des THM dans l'organisme vont généralement de 1,5 à 6 heures. Environ 95 % du bromodichlorométhane absorbé est éliminé de l'organisme après 8 heures (ATSDR, 1989; Santé Canada, 2006a; OMS, 2004). L'élimination des THM absorbés se fait surtout par expiration de métabolites volatils et de composés non métabolisés. Seules de petites quantités sont excrétées dans l'urine, et une quantité encore plus faible est éliminée dans les matières fécales (Santé Canada, 2006a; IPCS, 2000). La présence de SPD non métabolisés dans le sang constitue le biomarqueur le plus fiable d'une exposition à des SPD, et elle reflète une exposition récente (CDC, 2009).

Les quatre THM sont irritants pour les yeux et les voies respiratoires, et l'exposition aiguë par inhalation a été associée à des rougeurs au visage (Santé Canada, 2006a; IPCS, 2000; OMS, 2004). Chez des animaux de laboratoire, une exposition aiguë à de fortes doses par inhalation et par voie orale a entraîné des effets narcotiques et anesthésiques généraux, dont la gravité est proportionnelle au niveau d'exposition, mais qui sont habituellement réversibles après l'arrêt de l'exposition (Santé Canada, 2006a; IPCS, 2000; OMS, 2004). Il ressort d'études sur des animaux de laboratoire que les THM contenant du brome, comme le bromodichlorométhane, pourraient être plus toxiques que le chloroforme et d'autres SPD à base de chlore (Santé Canada, 2006a). Il existe une relation faible et non cohérente entre l'exposition chronique aux THM dans l'eau potable et le cancer du foie, des reins, du côlon, du rectum, du cerveau, du pancréas et de la vessie (Santé Canada, 2006a; IPCS, 2000; OMS, 2004). Les résultats d'études menées sur des animaux de laboratoire exposés de façon chronique par voie orale à des niveaux élevés de THM distincts étayent une association entre les cancers du rein, du foie et de l'intestin et l'exposition à des SPD (ATSDR, 1989; Santé Canada, 2006a; OMS, 2004). Compte tenu des données probantes disponibles pour les animaux de laboratoire, le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé le chloroforme et le bromodichlorométhane dans le groupe 2B, à savoir celui des agents peut-être cancérogènes pour les humains (CIRC, 1999b; CIRC, 1999c). Toutefois, les données probantes ne sont pas suffisantes pour déterminer si le bromoforme, le dibromochlorométhane et l'eau potable chlorée sont cancérogènes (CIRC, 1991; CIRC, 1999b).

En vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], Santé Canada et Environnement Canada ont recensé et évalué les effluents chlorés d'eaux usées, c'est-à-dire les effluents désinfectés au moyen de chlore ou d'agents de chloration. L'évaluation préalable a permis de conclure que les effluents chlorés des eaux usées qui sont déversés dans l'environnement par les stations municipales d'épuration des eaux usées sont préoccupants pour l'environnement (Environnement Canada & Santé Canada, 1993e). Le manque de données ne permet toutefois pas de déterminer si les eaux usées chlorées entraînent des risques pour la santé humaine. Les eaux usées chlorées figurent sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la LCPE (1999) (Canada, 1999). La Loi sur les aliments et drogues du Canada interdit aux fabricants d'importer ou de vendre au Canada un médicament contenant du chloroforme destiné à la consommation humaine (Canada, 2012b; Environnement Canada & Santé Canada, 2000).

Le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a élaboré une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de THM totaux (c'est-à-dire la somme du chloroforme, du bromoforme, du dibromochlorométhane et du bromodichlorométhane) dans l'eau potable (Santé Canada, 2006a). La recommandation canadienne enjoint les services publics à maintenir les concentrations les plus faibles que l'on puisse raisonnablement atteindre sans compromettre l'efficacité de la désinfection (Santé Canada, 2006a). Les mesures de réduction de l'exposition aux THM sont généralement axées sur la réduction de la formation de SPD chlorés. Pour y arriver, il faut éliminer les matières organiques présentes dans l'eau avant la chloration, optimiser le procédé de désinfection, recourir à d'autres méthodes de désinfection ou tout simplement changer de source d'eau.

Les concentrations de quatre THM, soit le chloroforme, le bromoforme, le dibromochlorométhane et le bromodichlorométhane, dans le sang total ont été mesurées pour les participants âgés de 12 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang. La présence d'une quantité mesurable de THM dans le sang peut être un indicateur d'une exposition à ces substances, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour les THM dans le sang de la population canadienne.

Xylènes

Les xylènes (nº CAS 1330-20-7) sont des composés organiques volatils (COV) (ATSDR, 2007b; CCHST, 2013b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993f). Les trois isomères du xylène sont l'ortho-xylène (o-xylène; nº CAS 95-47-6), le méta-xylène (m-xylène; nº CAS 108-38-3) et le para-xylène (p-xylène; nº CAS 106-42-3). Ils diffèrent les uns des autres par la position des deux groupes méthyle sur le noyau aromatique. Le terme « xylènes totaux »désigne les trois isomères du xylène, alors que celui de « mélanges de xylènes » désigne un mélange de xylènes totaux et d'éthylbenzène (6 à 15 %) (CCHST, 2013b). Les xylènes sont en grande majorité les produits directs ou les sous-produits du raffinage du pétrole et du charbon, ou les sous-produits de la fabrication d'oléfine (ATSDR, 2007b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993f).

Le xylène est largement et de plus en plus utilisé pour toutes sortes d'applications, y compris comme solvant, comme produit de substitution au benzène dans le constituant solvant de divers produits commerciaux et dans les mélanges d'essence (ATSDR, 2007b). Le xylène est souvent employé comme solvant dans les diluants à peinture, les vernis, les laques, les teintures, les mastics pour béton, les produits nettoyants, les adhésifs, les encres, les agents de nettoyage et de dégraissage. Il sert également à la fabrication de colorants, de parfums, de plastiques, de produits pharmaceutiques et de pesticides (ATSDR, 2007b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993f; IPCS, 1997).

Les xylènes sont libérés dans l'environnement par des sources naturelles et anthropiques. Des xylènes ont été détectés dans les émissions volcaniques et de feux de forêt, ainsi que dans les matières volatiles des végétaux (ATSDR, 2007b; CCME, 2004b). Les sources anthropiques de xylènes atmosphériques sont la volatilisation des carburants à base de pétrole et des solvants et des diluants à base de xylène, l'utilisation d'essence et l'émission des gaz d'échappement des véhicules motorisés, ainsi que les dégagements gazeux de xylène de certains matériaux de construction, produits de consommation et automobiles (ATSDR, 2007b; Environnement Canada & Santé Canada, 1993f). Les xylènes sont également libérés dans l'environnement par les déchets des installations de fabrication et de traitement, les déversements et les fuites, ainsi que l'élimination de produits contenant du xylène (ATSDR, 2007b; CCME, 2004b; Environnement Canada, 2014). Auparavant, les principales sources d'émissions atmosphériques de xylène étaient les émissions des raffineries de pétrole et des installations de fabrication de produits chimiques (butadiène-styrène, caoutchouc, solvants, peintures, plastiques, polymères pour tissus synthétiques et polyesters). Avec l'avènement de technologies éliminant ou réduisant les émissions de COV, les changements des profils d'utilisation de l'industrie et des consommateurs, et le rendement accru des carburants, il y a lieu de croire que ces émissions continueront de diminuer.

Pour la population générale, l'exposition aux xylènes se produit principalement par inhalation de l'air intérieur (Environnement Canada & Santé Canada, 1993f). Le tabagisme peut faire considérablement augmenter le taux de xylènes dans l'air intérieur et, chez les fumeurs, l'inhalation de la fumée de cigarette est sans doute une source majeure d'exposition au xylène (ATSDR, 2007b). Les taux de xylènes dans l'air intérieur résidentiel étaient également plus élevés dans les résidences munies d'un garage attenant, qui possèdent un nombre élevé d'occupants, pour lesquelles des rénovations ont été faites récemment ou dans lesquelles on a récemment utilisé des parfums ou des décapants (Wheeler et coll., 2013). D'autres sources d'exposition possibles comprennent l'utilisation de produits de consommation contenant des xylènes, l'utilisation de moteurs à essence (tondeuse, hors-bord), ainsi que l'air ambiant, l'eau, le sol, l'eau potable et les aliments (ATSDR, 2007b; CIRC, 1999a; Wheeler et coll., 2013). Comme les xylènes présents dans l'essence et les produits de consommation sont des mélanges, on s'attend à ce que la population générale soit surtout exposée à ces mélanges plutôt qu'aux isomères distincts de xylène (ATSDR, 2007b).

Quelle que soit la voie d'exposition, le xylène est absorbé rapidement, puis il se répartit dans tout l'organisme, se concentrant surtout dans les tissus adipeux et les autres tissus à forte teneur lipidique, comme le foie et le cerveau (ATSDR, 2007b; EPA, 2003; Santé Canada, 1986a). L'élimination du xylène contenu dans le sang et la majorité des compartiments tissulaires après son inhalation se fait généralement rapidement, avec une demi-vie chez les humains allant de 1 à 20 heures (ATSDR, 2007b). La majeure partie du xylène absorbé dans le sang et l'organisme est excrétée dans l'urine, sous forme de métabolites, mais une petite partie est éliminée par les poumons, par exhalation de la substance chimique non métabolisée (ATSDR, 2007b). La concentration sanguine de xylène représente le biomarqueur le plus fiable de l'exposition et reflète une exposition récente (ATSDR, 2007b; CIRC, 1999a).

Des effets nocifs sur la santé ont été observés chez les humains et les animaux de laboratoire exposés au xylène par inhalation, par ingestion et par voie cutanée. Chez les humains, le xylène peut être irritant pour les yeux, le nez, la gorge, les poumons et la peau, et il a été associé à des symptômes comme des céphalées, des étourdissements, un manque de coordination et une sensation d'intoxication (ATSDR, 2007b; CCHST, 2013b). Une exposition aiguë par inhalation a été associée à des symptômes neurologiques réversibles, tandis qu'une exposition chronique est associée à des troubles de la fonction neurologique, notamment du rendement cognitif et neuromusculaire, à des troubles auditifs et à des dermatites chez les humains (ATSDR, 2007b; CIRC, 1999a). Chez les humains, on a établi une relation entre l'exposition aiguë aux xylènes par ingestion et un inconfort gastrique ainsi que des modifications des fonctions hépatique et rénale; par ailleurs, l'ingestion de solvants de pétrole peut être fatale (ATSDR, 2007b; IPCS, 1997). Chez les femmes enceintes, l'exposition aux mélanges de xylènes et à d'autres solvants à des concentrations potentiellement toxiques pour la mère, notamment dans les cas d'abus de solvant, a été associée à une toxicité fœtale et à des troubles du développement chez l'enfant (ATSDR, 2007b; EPA, 2003; IPCS, 1997). Le xylène a été jugé inclassable quant à sa cancérogénicité pour les humains par Environnement Canada et Santé Canada (groupe VI), par le Centre International de Recherche sur le Cancer (groupe 3) et par l'Environmental Protection Agency des États-Unis (groupe D) (Environnement Canada & Santé Canada, 1993f; EPA, 2003; CIRC, 1999a).

En vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement, Santé Canada et Environnement Canada ont conclu que les xylènes ne pénétraient pas dans l'environnement à des quantités et dans des conditions qui sont potentiellement préjudiciables pour la vie ou la santé humaine (Environnement Canada & Santé Canada, 1993f). Les xylènes font également partie de la classe plus large des COV. Cette classe est préoccupante aussi bien pour l'environnement que pour la santé, car elle contribue à la formation de smog. Le gouvernement du Canada a pris et proposé des mesures pour lutter contre les émissions de COV qui découlent de l'utilisation de produits commerciaux et de consommation au Canada (Canada, 2009a; Canada, 2009b; Environnement Canada, 2002; Environnement Canada, 2013a).

La recommandation actuelle pour la qualité de l'eau potable au Canada fixe la concentration de xylène dans l'eau potable selon un objectif esthétique fondé sur son seuil olfactif (Santé Canada, 1986a; Santé Canada, 2012d). Cette recommandation a été jugée adéquate contre une exposition aiguë, mais aucun seuil fondé sur des critères de santé n'a été établi (Santé Canada, 1986a). Santé Canada a récemment soumis à la consultation publique la version révisée du document technique que le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a élaboré d'après les données scientifiques à jour sur les xylènes (Santé Canada, 2014c). La version définitive du document technique de la recommandation devrait être diffusée en été 2015.

Les concentrations des xylènes dans le sang total ont été mesurées pour les participants âgés de 12 à 79 ans lors du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données sont exprimées en µg/L de sang pour l'o-xylène ainsi que pour la somme du m-xylène et du p-xylène. La présence d'une quantité mesurable de xylènes dans le sang peut être un indicateur d'une exposition à ces substances, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront. Ces données fournissent des niveaux de référence pour les xylènes dans le sang de la population canadienne.

On a également mesuré le taux de xylènes dans l'air intérieur au domicile des participants lors du cycle 2 (2009 à 2011) (Statistique Canada, 2012; Wheeler et coll., 2013) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS, ainsi que dans l'eau du robinet lors du cycle 3. Pour obtenir une description détaillée des analyses de l'air intérieur et de l'eau du robinet, consulter le Guide de l'utilisateur des données de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS) : cycle 3 (Statistique Canada, 2015). Il est possible de se procurer les données sur l'air intérieur et l'eau du robinet auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada ou sur demande en contactant Statistique Canada à info@statcan.gc.ca.

Sommaire et résultats liés au métabolite de la nicotine

Cotinine

La cotinine (nº CAS 486-56-6) est le principal métabolite de la nicotine, une substance chimique présente naturellement dans la plante du tabac ainsi que dans les produits du tabac tels que les cigarettes, les cigares, et le tabac sans fumée (p. ex., le tabac à chiquer et à priser) (Benowitz & Jacob, 1994). La nicotine est également présente dans divers produits de substitution de la nicotine, comme les gommes à mâcher, les timbres, les pastilles, les inhalateurs, les cigarettes électroniques et les pulvérisateurs buccaux à la nicotine.

L'exposition humaine à la nicotine a lieu principalement durant l'utilisation de produits du tabac ou de thérapies de substitution de la nicotine, et en présence de fumée secondaire du tabac (HSDB, 2009). De plus, les bébés allaités par des femmes qui fument peuvent être exposés à la nicotine par le lait maternel (HSDB, 2009).

L'inhalation est la voie d'absorption la plus efficace, avec une absorption pulmonaire moyenne de la nicotine de 60 à 80 % (Iwase et coll., 1991). La nicotine peut également être absorbée par la peau et le tractus gastro-intestinal, mais avec beaucoup moins d'efficacité (Karaconji, 2005). Une fois dans l'organisme, entre 70 à 80 % environ de la nicotine se métabolise en cotinine. La nicotine a une demi-vie de 10 à 20 heures, et peut rester jusqu'à 4 jours à des seuils détectables dans l'organisme (Benowitz & Jacob, 1994; Curvall et coll., 1990). On considère que la cotinine est le biomarqueur le plus fiable d'une exposition aux produits et à la fumée du tabac (Brown et coll., 2005; CDC, 2009; Seaton & Vesell, 1993).

La fumée du tabac est un ensemble de gaz, de liquides et de particules respirables, dont certains sont nocifs pour la santé humaine. Elle contient plus de 4 000 substances chimiques, dont 70 au moins causent, induisent ou favorisent le cancer, de sorte que le Centre International de Recherche sur le Cancer l'a classée dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains (Santé Canada, 2011b; CIRC, 2004). De plus, l'exposition à ces substances chimiques contribue directement à d'autres maladies, notamment l'emphysème et les cardiopathies, et elle augmente le risque d'asthme (CDC, 2004). Durant la grossesse, le tabagisme peut provoquer des fausses couches, une insuffisance pondérale à la naissance et une diminution de la production de lait maternel (OMS, 2010a). La plupart de ces substances chimiques se forment durant la combustion du tabac, mais d'autres sont présentes à l'état naturel dans le tabac et sont tout simplement libérées durant sa combustion (CDC, 2004). Les tabacs sans fumée, y compris le tabac à chiquer et à priser, contiennent 28 substances cancérogènes connues. Tout comme le tabac à cigarette, à cigare et à pipe, ces tabacs peuvent entraîner une dépendance à la nicotine et une tabacomanie (Santé Canada, 2010c; CIRC, 2007). Étant donné que le tabac sans fumée peut causer un cancer de la bouche et du pancréas, le CIRC l'a classé dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains (CIRC, 2007). Le tabac peut également provoquer de graves problèmes buccodentaires, notamment une récession des gencives, la perte de dents, ainsi que la décoloration des dents et des gencives (Walsh & Epstein, 2000). Il existe une corrélation établie entre les taux de cotinine dans le sang et l'urine des non-fumeurs et certains effets nocifs sur la santé liés à une exposition à la fumée de tabac, et la cotinine elle-même pourrait contribuer aux effets neuropharmacologiques du tabagisme (Benowitz, 1996; Crooks & Dwoskin, 1997).

En raison des effets nocifs de l'usage du tabac sur la santé, le gouvernement du Canada, de concert avec les gouvernements provinciaux et territoriaux et différentes municipalités, a adopté plusieurs mesures visant à réduire l'usage du tabac et l'exposition à la fumée de tabac. Ces mesures comprennent l'interdiction de vendre du tabac aux jeunes, l'obligation de faire figurer des mises en garde liées à la santé sur les emballages du tabac, ainsi que des restrictions sur la promotion des produits du tabac, y compris leur présentation dans les points de vente au détail (Santé Canada, 2006b). En complément à ces mesures, il existe des programmes de désaccoutumance au tabac et des initiatives pour éliminer le tabagisme sur le lieu de travail et dans les espaces publics clos (Santé Canada, 2006b).

L'Initiative de biosurveillance des Premières nations (IBPN) est une étude de biosurveillance représentative menée à l'échelle nationale auprès des membres adultes des Premières nations qui vivent 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 valeur correspondant au 50e centile de la concentration urinaire de cotinine pour les fumeurs et les non-fumeurs était respectivement de 315,79 µg/L et de < 1,1 µg/L. Selon les données du cycle 1 (2007 à 2009) de l'ECMS, une grande partie importante de la population canadienne est exposée à la fumée secondaire. Il ressort en effet de l'ECMS que certaines sous-populations de non-fumeurs, y compris les enfants, les adolescents et les personnes exposées à la fumée secondaire à domicile, présentent plus souvent des concentrations détectables de cotinine (≥ 1,1 µg/L), indicatives de l'exposition à la fumée secondaire (Wong et coll., 2013). Une étude sur les effets du règlement torontonien de 2004 sur les milieux de travail sans fumée et l'interdiction de fumer dans les bars révèle que, un mois après l'entrée en vigueur de l'interdiction, la moyenne géométrique de la concentration urinaire de la cotinine avait diminué de 10,3 µg/L à 3,10 µg/L chez les employés exposés dans le cadre de leur travail dans des bars de la région de Toronto (Repace et coll., 2013). Un taux minimal de 50 µg/L de cotinine dans l'urine est recommandé pour déterminer l'usage du tabac; des taux supérieurs à cette valeur sont attribués aux fumeurs (SRNT Subcommittee on Biochemical Verification, 2002). En tenant compte de cette valeur, une étude a évalué la validité des autodéclarations de la population canadienne à l'égard du tabagisme à partir des données sur le taux de cotinine dans l'urine des participants au cycle 1 (2007 à 2009) de l'ECMS (Wong et coll., 2012). Par rapport aux estimations fondées sur le taux de cotinine dans l'urine, les estimations de la fréquence du tabagisme fondées sur les autodéclarations n'étaient que de 0,3 point de pourcentage inférieures. Ces résultats montrent donc que les données autodéclarées sur le tabagisme permettent d'estimer avec exactitude la fréquence du tabagisme dans la population canadienne.

La concentration de la cotinine 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 2 (2009 à 2011) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les données de ces cycles sont exprimées en µg/L et en µg/g de créatinine pour les non-fumeurs et les fumeurs. On a supposé que les participants à l'enquête âgés de 3 à 11 ans étaient non-fumeurs. L'enquête définissait comme fumeur un participant qui fumait tous les jours ou à l'occasion au moment de l'enquête, et comme non-fumeur un participant qui ne fumait pas au moment de l'enquête, indépendamment du fait qu'il n'ait jamais fumé ou qu'il ait déjà fumé au quotidien ou à l'occasion avant l'enquête. La présence d'une quantité mesurable de cotinine dans l'urine est un indicateur d'une exposition à la nicotine, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront.

Outre le taux de la forme libre de la cotinine, ceux de la nicotine et de plusieurs autres métabolites (cotinine-N-glucuronide, nicotine-N-glucuronide, trans-3'-hydroxycotinine, trans-3-hydroxycotinine-O-glucuronide et anabasine) ont été mesurés au cours du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. La forme libre et la forme totale, le produit NNAL [4-(méthylnitrosoamino)-1-(3-pyridyl)-1-butanol], un métabolite d'un type de N-nitrosamine propre au tabac et aux produits du tabac, ont également été analysées dans le cadre du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Il est possible de se procurer les données sur ces substances chimiques du tabac et leurs métabolites auprès des Centres de données de recherche de Statistique Canada.

Sommaire et résultats liés aux métabolites des hydrocarbures aromatiques polycycliques

Aperçu

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) représentent un groupe de composés organiques qui se caractérisent par la présence d'au moins deux noyaux aromatiques fusionnés. L'Environmental Protection Agency des États-Unis a désigné 16 HAP comme étant d'intérêt prioritaire en raison de leur toxicité potentielle pour la santé humaine ou l'environnement (EPA, 2013). Le tableau qui suit dresse la liste de ces HAP d'intérêt prioritaire et de leurs métabolites qui ont été mesurés au cours du cycle 3 de l'ECMS.

Les HAP sont libérés dans l'environnement à partir de sources aussi bien naturelles qu'anthropiques, mais ces dernières sont de loin les principales responsables des rejets (ATSDR, 1995). Au Canada, les feux de forêt représentent la plus grande source naturelle d'HAP dans l'environnement (Environnement Canada, 2010a). Les autres sources naturelles d'HAP sont le pétrole brut, le charbon et les éruptions volcaniques. Les émissions anthropiques d'HAP sont dues en majeure partie à la combustion incomplète des substances organiques provenant de l'incinération des déchets, de la fumée du tabac, de la cuisson, des gaz d'échappement des véhicules, de l'exploitation minière et des activités d'affinage, des déversements d'hydrocarbures et de l'utilisation de produits traités au créosote (ATSDR, 1995; ATSDR, 2005b; Environnement Canada & Santé Canada, 1994a).

Pour la population générale, les principales voies d'exposition aux HAP sont l'ingestion et l'inhalation à partir de sources comme les aliments, le tabagisme, ainsi que l'air ambiant et intérieur (CIRC, 2010; OMS, 2011a). Les concentrations dans la nourriture dépendent de la source de l'aliment et du mode de cuisson (ATSDR, 1995). Des HAP peuvent se former lorsque la nourriture est cuite au barbecue, grillée, rôtie, frite ou cuite au four. L'eau potable est considérée comme une source d'exposition négligeable au Canada (Environnement Canada & Santé Canada, 1994a). Les gaz d'échappement, la fumée du tabac, les émissions des poêles à bois et à charbon, la poussière domestique et l'air ambiant contribuent tous à l'exposition par inhalation. L'exposition humaine aux HAP peut également avoir lieu par contact cutané avec de la suie et du goudron (ATSDR, 1995).

Les HAP peuvent être absorbés par inhalation ou par voie orale ou cutanée. Ils subissent un métabolisme en plusieurs étapes qui conduit à la formation de plusieurs types de métabolites, dont les HAP hydroxylés (Strickland et coll., 1996). L'élimination se fait dans l'urine et les matières fécales, et on observe des métabolites des HAP hydroxylés dans l'urine après quelques jours d'exposition (Viau et coll., 1995). Ces métabolites sont excrétés aussi bien sous leur forme libre que sous forme de conjugués d'acide glucuronique et de sulfate (Castaño-Vinyals et coll., 2004).

Il existe plusieurs approches pour évaluer l'exposition humaine aux HAP. La plus courante consiste à mesurer la concentration des métabolites des HAP hydroxylés dans l'urine. C'est cette méthode qui a été utilisée dans plusieurs études de biosurveillance (Becker et coll., 2003; CDC, 2009).

Il est difficile d'évaluer les effets sur la santé de l'exposition à une espèce particulière d'HAP, car les humains sont généralement exposés à plusieurs HAP en même temps. Il ressort d'études menées sur des animaux de laboratoire que plusieurs HAP sont cancérogènes, mutagènes ou tératogènes (CIRC, 2010; CIRC, 2012b). Le potentiel cancérogène diffère selon le type d'HAP et peut également varier selon les voies d'exposition (ATSDR, 1995). Pour certains HAP, la formation d'époxydes par activation métabolique est considérée comme une étape déterminante du déclenchement d'effets cancérogènes (Guillén & Sopelana, 2003). Récemment, le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé le benzo[a]pyrène, les mélanges contenant des HAP comme la suie et le goudron de houille, ainsi que certaines expositions professionnelles associées à diverses activités industrielles (distillation du goudron de houille, gazéification du charbon, production de coke et d'aluminium) comme étant cancérogènes pour les humains (groupe 1) (CIRC, 2012b). Cependant, le CIRC a classé d'autres HAP, notamment le chrysène et le naphtalène, comme étant peut-être cancérogènes pour les humains (groupe 2B), et d'autres encore, comme le fluoranthène, le fluorène, le phénanthrène et le pyrène, comme étant inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains (groupe 3) (CIRC, 2010). Les HAP peuvent également provoquer des effets nocifs sur le système immunitaire, le développement et la reproduction, ainsi que sur les fonctions hépatiques et rénales chez les animaux de laboratoire, mais habituellement à des doses supérieures à celles qui induisent une réaction cancérogène (ATSDR, 1995).

Au Canada, les HAP figurent sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], d'après une évaluation des effets sur l'environnement et la santé causés par plusieurs HAP, dont le benzo[a]pyrène (Canada, 1999; Canada, 2000; Environnement Canada & Santé Canada, 1994a). Il existe plusieurs ententes, codes de pratiques et recommandations sur la performance environnementale qui visent à réduire les rejets d'HAP dans l'environnement émis par les secteurs de la production d'aluminium, de l'affinage et du moulage des métaux, ainsi que de la préservation du bois (Environnement Canada, 2010a). Santé Canada a fixé la concentration maximale d'HAP dans un produit alimentaire bien précis, à savoir l'huile de grignons d'olive (Santé Canada, 2012f).

Les sections qui suivent traitent de certains HAP d'intérêt prioritaire et présentent des données sur les concentrations de métabolites d'HAP hydroxylés dans l'urine de la population canadienne.

Benzo[a]pyrène

Le benzo[a]pyrène est un hydrocarbure aromatique polycyclique (HAP) composé de cinq noyaux benzéniques fusionnés. Il n'est pas fabriqué au Canada, et on ne lui connaît aucune utilisation industrielle (Santé Canada, 1986b).

Chez les rats de laboratoire, on a observé qu'entre 40 et 60 % du benzo[a]pyrène était absorbé à la suite d'une exposition par gavage ou par l'alimentation (Faust, 1994). D'après certaines études de laboratoire, environ 3 % du benzo[a]pyrène devrait être absorbé par la peau après 24 heures (Kao et coll., 1985). Cependant, les résultats d'une étude d'absorption optimisée chez des rats ont révélé un niveau d'absorption égal à 46 % après 5 jours (Yang et coll., 1986). L'absorption du benzo[a]pyrène par la peau peut être facilitée par le métabolisme dans les cellules de l'épiderme, et la formation d'adduits stables entre les métabolites de benzo[a]pyrène et les structures cellulaires. La présence de métabolites du benzo[a]pyrène dans l'urine de travailleurs exposés à des HAP dans l'air fournit la preuve d'une absorption de cette substance par inhalation (ATSDR, 1995). L'absorption du benzo[a]pyrène après inhalation dépend fortement du type de particules qui l'adsorbent. Après son absorption, le benzo[a]pyrène se dissémine dans plusieurs organes, y compris les poumons, le foie et les intestins (Faust, 1994). Comme pour les autres HAP, le métabolisme du benzo[a]pyrène peut avoir lieu dans différents tissus et engendrer des époxydes aréniques qui, après réorganisation, produisent plusieurs dihydrodiols et HAP hydroxylés (Bouchard & Viau, 1996). La concentration urinaire du métabolite 3-hydroxybenzo[a]pyrène a servi de biomarqueur de l'exposition au benzo[a]pyrène chez les humains (Chien & Yeh, 2012).

Des effets nocifs sur la santé ont été observés chez des animaux de laboratoire exposés au benzo[a]pyrène par inhalation, par voie orale et par voie cutanée. Les effets non cancérogènes se manifestaient habituellement à des doses d'au moins un ordre de grandeur supérieures à celles ayant entraîné des effets cancérogènes (ATSDR, 1995; Santé Canada, 1986b; Jules et coll., 2012). On considère que les diolépoxydes formés au cours du métabolisme du benzo[a]pyrène sont les principaux agents cancérogènes (CIRC, 2012a). L'exposition professionnelle à des mélanges contenant du benzo[a]pyrène a été associée à divers cancers (CIRC, 2012a). Les preuves de la cancérogénicité du benzo[a]pyrène chez de nombreuses espèces animales sont solides, et elles sont étayées par les résultats de diverses études menées en laboratoire et sur des humains. Pour cette raison, le Centre International de Recherche sur le Cancer a classé le benzo[a]pyrène dans le groupe 1, à savoir celui des agents cancérogènes pour les humains (CIRC, 2012a). Auparavant, Environnement Canada et Santé Canada avaient classé le benzo[a]pyrène comme étant probablement cancérogène pour les humains (groupe II), principalement d'après les résultats d'études sur des animaux de laboratoire (Environnement Canada & Santé Canada, 1994a).

Le Comité fédéral-provincial-territorial sur l'eau potable a élaboré une recommandation pour la qualité de l'eau potable au Canada qui fixe la concentration maximale acceptable de benzo[a]pyrène dans l'eau potable (Santé Canada, 1986b). La recommandation, reconfirmée en 2005 (Santé Canada, 2012d), est en cours de révision, et sa diffusion pour consultation publique est prévue pour 2015.

La concentration du métabolite du benzo[a]pyrène, le 3-hydroxybenzo[a]pyrène, dans l'urine a été mesurée pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011) et du cycle 3 (2012 à 2013) de l'ECMS. Les résultats sont exprimés en µg/L et en µg/g de créatinine. La présence d'une quantité mesurable de 3-hydroxybenzo[a]pyrène dans l'urine est un indicateur d'une exposition à cette substance, mais elle ne signifie pas nécessairement que des effets nocifs sur la santé s'ensuivront.