Ébauche d'évaluation préalable

Groupe de certaines substances ignifuges organiques
1,3,5-Triazine-2,4,6-triamine
(mélamine)
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
108-78-1

Environnement et Changement climatique Canada
Santé  Canada
Octobre 2016

(Format PDF - 607 Ko)

Table des matières

Sommaire

Conformément à l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE], les ministres de l'Environnement et Changement climatique et de la Santé ont mené une évaluation préalable du 1,3,5-triazine-2,4,6-triamine (no CAS 108-78-1), communément connu sous le nom de mélamine, une substance figurant dans le groupe de certaines substances ignifuges organiques en vertu du Plan de gestion des produits chimiques du Canada, lequel est constitué de dix substances organiques ayant une fonction similaire, soit l'application à des matériaux en vue de retarder l'inflammation et la propagation du feu. La mélamine a été identifiée durant la catégorisation visant la Liste intérieure des substances (LIS) aux termes du paragraphe 73(1) de la LCPE comme satisfaisant aux critères des substances présentant le plus fort risque d'exposition pour les particuliers au Canada. Cette substance a également répondu aux critères de la catégorisation relatifs à la persistance, mais pas à la bioaccumulation ni à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

La mélamine n'est pas présente de façon naturelle dans l'environnement. Elle n'est pas fabriquée au Canada, cependant, on a importé entre 10 et 100 millions de kilogrammes de mélamine pure ou incorporée dans des produits dans le pays en 2011. Au Canada, la mélamine a de nombreuses applications industrielles; elle est le plus souvent utilisée dans la fabrication de mousses de polyuréthane et de résines à base de mélamine aux fins d'utilisation dans les stratifiés, les plastiques, les peintures et les revêtements. À l'échelle mondiale, la mélamine est utilisée principalement dans la synthèse de résine mélamine-formaldéhyde à des fins semblables et dans les adhésifs et les mélanges à mouler. En raison de sa forte teneur en azote, la mélamine a également été utilisée à l'échelle mondiale comme un engrais. Au Canada, les sources d'exposition à la mélamine proviennent principalement des flux de déchets ou des effluents d'usines de fabrication de résines à base de mélamine et, à un degré moindre, d'usines de traitement qui utilisent la mélamine pour fabriquer des produits aux propriétés ignifuges. Les rejets dans l'environnement peuvent être directs ou provenir des systèmes de traitement des eaux usées municipales.

La mélamine est une molécule compacte et stable caractérisée par une hydrosolubilité élevée, une pression de vapeur négligeable, ainsi qu'un coefficient de partage carbone organique-eau et un coefficient de partage octanol-eau de faible à négligeable. Aucune surveillance de la mélamine n'a été effectuée dans le milieu environnemental au Canada. Lorsqu'elle est rejetée dans l'environnement, la mélamine devrait résider principalement dans l'eau et, à un degré moindre, dans le sol, selon son milieu de rejet.

La mélamine ne se dégrade pas rapidement dans l'environnement; elle a une longue demi-vie dans l'air et présente une biodégradation relativement lente dans l'eau et le sol. La mélamine présente un potentiel de bioaccumulation limité dans les tissus des organismes. Elle présente de très faibles facteurs de bioconcentration chez les poissons, et la vitesse de clairance des résidus mesurée dans de nombreux organismes dont les mammifères, les poissons et les oiseaux, est rapide.

Selon des preuves empiriques d'études à court et long terme, la mélamine présente une faible toxicité pour les organismes vivant dans l'eau et le sol. Puisque les effets toxiques de l'exposition à la mélamine étaient plus prononcés dans les études à long terme et dans les études portant sur les étapes sensibles du cycle de vie, les résultats de ces types d'études ont été principalement considérés à titre informatif. Par contre, dans les nombreuses études à court terme, la limite de toxicité pour la mélamine n'a pu être déterminée puisque aucun effet n'a été observé lors des tests de la plus forte concentration.

La mélamine devrait être rejetée dans l'environnement canadien pendant les activités industrielles de traitement. Bien que la mélamine puisse se trouver dans des produits commerciaux ou de consommation, les rejets de mélamine de ces produits dans l'environnement devraient être minimes. Des scénarios industriels, dans lesquels la mélamine est rejetée dans l'eau, ont été élaborés à des fins d'estimation de l'exposition. Des analyses du quotient de risque, qui intégraient des estimations conservatrices de l'exposition aux données sur la toxicité, ont été réalisées pour le milieu aquatique. Ces analyses ont démontré que le risque que présente la mélamine pour les organismes et pour l'intégrité générale de l'environnement au Canada est improbable.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, le risque associé à la mélamine est faible pour les organismes et l'intégrité globale de l'environnement.

Il est proposé de conclure que la mélamine ne répond pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999), car elle ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, et à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

Les principales sources d'exposition à la mélamine pour la population générale du Canada devraient provenir du milieu environnemental (eau, sol), de la nourriture et de l'utilisation des produits de consommation. Des données de biosurveillance provenant de populations pertinentes (États-Unis) étaient également disponibles.

En s'appuyant principalement sur l'étude d'évaluations réalisées par des organismes internationaux et sur les données disponibles, les effets critiques associés à l'exposition à la mélamine sont la cancérogénicité et des effets sur le système urinaire. Les données disponibles indiquent que la mélamine n'est pas génotoxique. La comparaison des concentrations associées à un effet critique dans les études chez les animaux et des expositions estimées provenant du milieu environnemental ou des produits de consommation a été jugée adéquate pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données concernant les effets sur la santé et l'exposition.

Compte tenu de l'adéquation des marges entre les estimations de l'exposition et des niveaux d'effet critique chez les animaux de laboratoire, il est proposé de conclure que la mélamine ne répond pas aux critères énoncés au paragraphe 64(c) de la LCPE, car elle ne pénètre pas l'environnement en quantités, à des concentrations ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour la vie ou la santé humaines au Canada.

Conclusion générale proposée

Il est proposé de conclure que la mélamine ne satisfait à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE.

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1. Introduction

Conformément aux articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE] (Canada, 1999), les ministres de l'Environnement et Changement climatique et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

L'Initiative des groupes de substances constitue un élément clé du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada. Le groupe de certaines substances ignifuges organiques comprend dix substances qui ont été déclarées prioritaires en matière d'évaluation, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation en vertu de l'article 73 de la LCPE ou étaient considérées comme prioritaires en raison de préoccupations relatives à l'environnement et/ou à la santé humaine (Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada, 2007). Toutes ces substances présentent une fonction similaire qui est l'application sur des matériaux en vue d'empêcher l'ignition et la propagation du feu. De plus, ces substances représentent des solutions de remplacement potentielles pour des substances actuellement soumises à des mesures de contrôle ou pour lesquelles des mesures de contrôle sont envisagées au Canada et à l'échelle internationale.

La présente ébauche d'évaluation préalable concerne la substance 1,3,5-triazine-2,4,6-triamine, communément connue sous le nom de mélamine. La mélamine a été identifiée durant la catégorisation visant la Liste intérieure des substances (LIS) aux termes du paragraphe 73(1) de la LCPE comme satisfaisant aux critères des substances présentant le plus fort risque d'exposition pour les particuliers au Canada. Cette substance a également répondu aux critères de la catégorisation relatifs à la persistance, mais pas à la bioaccumulation ni à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. En plus de son utilisation comme produit ignifuge, la mélamine a de nombreuses autres applications (non ignifuges).

Les évaluations préalables sont axées sur les renseignements permettant de déterminer si les substances satisfont aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. Pour ce faire, les renseignements scientifiques sont examinés afin de tirer des conclusions en intégrant la méthode du poids de la preuve et le principe de prudenceNote de bas de page1.

La présente ébauche d'évaluation préalable tient compte des renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l'environnement, les dangers, les utilisations et l'exposition, ainsi que des renseignements supplémentaires soumis par les intervenants. Nous avons relevé des données pertinentes jusqu'en mars 2014 pour les composantes portant sur la santé humaine et l'écologie. Cependant, une recherche rapide a été effectuée pour inclure toute documentation importante jusqu'en juin 2015. Les données empiriques obtenues d'études clés, ainsi que certains résultats provenant de modèles ont servi à formuler les conclusions proposées. Lorsqu'ils étaient disponibles et pertinents, les renseignements contenus dans les évaluations effectuées par d'autres instances ont été utilisés.

La présente ébauche d'évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

La présente ébauche d'évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement et Changement climatique Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'un examen externe par écrit par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. M. John Arnot, Ph. D., de Arnot Research and Consulting, M. Laurence Deydier, Ph. D., de l'Agence européenne des produits chimiques et M Miriam Diamond, Ph. D., de l'Université de Toronto ont fourni des commentaires sur les parties techniques concernant l'environnement. Des commentaires sur les parties techniques liées à la santé humaine ont été fournis par Mme Lynne Haber, Ph. D., de Toxicology Excellence for Risk Assessment, M. Paul Rumsby, Ph. D., du U.S. National Centre for Environmental Toxicology, et Mme Pam William, Ph. D., d'E Risk Sciences.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente ébauche d'évaluation préalable sont présentées ciaprès.

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2. Identité des substances

La substance 1,3,5-triazine-2,4,6-triamine (n° CAS 108-78-1), ciaprès désignée par son nom commun, mélamine, est un produit chimique organique défini caractérisé par une forte teneur en azote. Elle appartient au sous-groupe de produits chimiques connus sous le nom de triazines. Il est à noter que le nom mélamine pour le produit chimique est également communément utilisé pour le plastique fait à partir de ce produit (OMS, c2014).

Les renseignements liés à la mélamine sont résumés au tableau 2-1.

Tableau 2-1. Identité de la substance - Mélamine
N° CASStructure chimiqueMasse moléculaireFormule chimiqueSMILESa
108-78-1 structure chimique 108-78-1126,12 g/molC3H6N6c1(nc(nc(n1)N)N)N

a Simplified Molecular Input Line Entry System.

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3. Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 3-1 résume les propriétés physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) de la mélamine qui se rapportent à son devenir dans l'environnement et à sa toxicité.

Les propriétés physiques et chimiques expérimentales ont été trouvées dans la documentation publiée (Hirt et al., 1960), les manuels de chimie (Crews et al.,c2012; Lide, 2005) et d'autres sources, y compris les résumés de bases de données d'études non publiées compilées par d'autres autorités (ECHA, c2007-2013). Les modèles fondés sur les relations quantitatives structureactivité (RQSA) ont aussi été utilisés pour générer des données pour certaines des propriétés physiques et chimiques de la substance. La plupart de ces modèles s'appuient sur la forme neutre d'un produit chimique comme donnée d'entrée (forme SMILES : c1(nc(nc(n1)N)N)N). Par conséquent, sauf dans les cas indiqués, les valeurs modélisées présentées au tableau 3-1 concernent la forme neutre de la substance. En général, une très bonne corrélation a été obtenue entre les valeurs empiriques et modélisées des propriétés physiques et chimiques.

La mélamine est une fine poudre cristalline blanche inodore, à température de la pièce (BASF, 2012; ECHA, c2007-2013). Elle est très soluble dans l'eau (Yalkowsky et He, 2003; Crews et al., c2012; ECHA, c2007-2013) et dans l'éthanol (Lide, 2005). La mélamine a une très faible pression de vapeur (~10-9 à 10-7 Pa à la température de la pièce) (Hirt et al., 1960; ECHA, c2007-2013), et la constante de la loi de Henry (CLH) est calculée à ~10-9 Pa m3/mol (EPI Suite, 2012). Les valeurs empiriques et modélisées du log Koe pour la mélamine sont faibles entre -1,37 et -0,38, respectivement (Hansch et al., 1995; ECHA, c2007-2013; KOWWIN, 2010; ECHA, c2007-2013). Les valeurs modélisées du log Kco étaient faibles, à savoir 1,5 (d'après la méthode d'estimation de l'ICM) et -0,0 (d'après la méthode d'estimation du Koe) respectivement (EPI Suite, 2012). La mélamine est un composé organique. Deux études caractérisant le potentiel d'ionisation de la mélamine ont été identifiées (Weber, 1970; SWISSI, 2009). Le pKa de 7,3 présenté dans le rapport de SWISSI (2009) indique que la mélamine pourrait s'ioniser dans une certaine mesure à des valeurs de pH pertinentes du point de vue environnemental supérieures à 7, alors que selon Weber (1970), avec un pKa de 5, la mélamine ne devrait pas s'ioniser de manière considérable à des valeurs de pH pertinentes du point de vue environnemental (pH 6 à 9). En raison des détails expérimentaux limités, il n'a pas été possible de réaliser une évaluation de la fiabilité pour ces études de pKa. Toutefois, les résultats du modèle, qui indiquent un pKa de 5 pour la mélamine, appuient la conclusion selon laquelle la substance existe essentiellement sous forme de produit chimique neutre avec un pH de 6 à 9 (ACD/Percepta, 2005). Les valeurs modélisées du log D ne variaient pas selon le pH, et étaient d'environ -1,2 pour des niveaux de pH variant de 6,5 à 8 (ACD/Percepta, 2005). De plus, les données sur la toxicité pour les mammifères suggèrent que la mélamine est neutre à des niveaux de pH physiologiques (voir la section sur la santé humaine). Bien que les données empiriques et modélisées indiquent que la mélamine existe sous la forme neutre et ionisée à un pH pertinent sur le plan environnemental, le poids de la preuve disponible suggère que la mélamine existe essentiellement (supérieur(e) à ~90 %) sous la forme neutre à des niveaux de pH environnementaux normaux.

Tableau 3-1. Un résumé des propriétés physiques et chimiques de la mélamine
PropriétéTypeValeuraTempérature (°C)Références
Forme physiqueValeurs expérimentalesPoudre blanche solide et inodoreTempérature ambianteBASF, 2012; ECHA, c2007-2013
Point de fusion (°C)Valeurs expérimentales345b-361s.o.ChemID plus, 1993-; Lide, 2005; BASF, 2012
Point de fusion (°C)Valeurs modélisées133s.o.MPBPVP, 2010
Point d'ébullition (°C)Valeurs expérimentalesLa substance se décompose avant de bouillir.s.o.BASF, 2012
Masse volumique (kg/m3)Valeurs expérimentales1,5720ECHA, c2007-2013
Pression de vapeur (Pa)Valeurs expérimentales7,5 × 10-9; 4,75 × 10-8b
(3,56 × 10-10 mmHg)
20Hirt et al., 1960; ECHA, c2007-2013
Pression de vapeur (Pa)Valeurs expérimentales9,4 × 10-8; 1,1 × 10-725Hirt et al., 1960; Crew et al.,c2012
CLH (Pa-m3/mol)Valeurs modélisées1,86 × 10-9
(pression de vapeur et hydrosolubilité estimées)
25HENRYWIN, 2010
Log Koe
(sans dimension)
Valeurs expérimentales-1,14b25ECHA, c2007-2013
Log Koe
(sans dimension)
Valeurs expérimentales-1,2222SWISSI, 2009; ECHA, c2007-2013
Log Koe
(sans dimension)
Valeurs expérimentales-1,37s.o.Hansch et al., 1995
Log Koe
(sans dimension)
Valeurs modélisées-0,38s.o.KOWWIN, 2010
Log Kco
(sans dimension)
Valeurs modélisées1,5b
(Méthode d'estimation de l'ICM)
0
(méthode d'estimation du Koe)
s.o.KOCWIN, 2010
Log DValeurs modélisées-1,22 à -1,18
(à un pH de 6,5 à 8,0)
s.o.ACD/Percepta, 2005
Log Koa (sans dimension)Valeurs modélisées10,8s.o.KOAWIN, 2010
Hydrosolubilité
(mg/L)
Valeurs expérimentales3190, 3230b,348020Crews et al., c2012; Yalkowsky et He, 2003; ECHA, c2007-2013; SWISSI, 2009
Hydrosolubilité
(mg/L)
Valeurs expérimentales485025ECHA, c2007-2013
pKa
(sans dimension)
Valeurs expérimentales525Weber, 1970
pKa
(sans dimension)
Valeurs expérimentalespKa(base)1 = 7,3
pKa(base)2 = 11,4
 SWISSI, 2009
pKa
(sans dimension)
Valeurs modéliséespKa(base) = 5,3s.o.ACD/Percepta, 2005

Abréviations : CLH : Constante de la loi de Henry; log Koe : coefficient de partage octanol-eau; log Kco : coefficient de partage carbone organique-eau; log Kae : coefficient de partage air-eau; log Koa : coefficient de partage octanolair; Log D : coefficient de distribution (habituellement pour l'octanol-eau); pKa : constante de dissociation acide; s.o. : sans objet; ICM : indice de connectivité moléculaire

a Les valeurs entre parenthèses représentent les valeurs originales rapportées par les auteurs ou estimées par les modèles.

b Valeur choisie pour la modélisation.

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4. Sources

La mélamine n'est pas présente de façon naturelle dans l'environnement. La mélamine peut être produite par l'urée, le dicyandiamide ou le cyanure d'hydrogène. La mélamine produite de façon commerciale est fabriquée à partir d'urée comme produit de départ (OMS, 2009).

Une enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE [1999] (Canada, 2013a) et l'information obtenue auprès d'intervenants volontaires indiquent qu'entre 10 et 100 millions de kilogrammes de mélamine ont été importés au Canada en 2011 (ECCC 2013-2014). La mélamine n'a pas été fabriquée au Canada en quantités supérieures à la limite de déclaration de 100 kg (ECCC 2013-2014).

Les quantités de mélamine importées au Canada correspondent à environ 15 millions de kilogrammes pour 2011, selon un rapport de la base de données sur le Commerce international canadien de marchandises (Statistiques Canada, 2014).

En 2007, la production mondiale de mélamine était d'environ 1,2 billion de kilogrammes (1,2 million de tonnes), et les principaux producteurs étaient situés en Chine et en Europe occidentale (OMS, 2009). Aux États-Unis, 80 millions de kilogrammes par année (80 000 tonnes/année) sont produits et en 2011-2012, environ 1,5 à 1,6 million kg/année (1 500 à 1 600 tonnes/année) ont été importés (ICIS, c2014). Toutefois, la substance n'apparaît pas dans la base de données du système USEPA High Production Volume Information System (HPVIS) (USEPA, 2007). Dans les pays nordiques, 12,5 millions de kilogrammes de mélamine ont été utilisés en 2011, alors que les quantités rapportées pour 1999 à 2010 étaient inférieures, variant entre 4,7 millions et 10,6 millions de kilogrammes (SPIN, c2014).

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5. Utilisations

Les utilisations de la mélamine sont variées et touchent de nombreux secteurs industriels, autant à l'échelle mondiale qu'au Canada. Les utilisations et applications connues de la mélamine, incluant les utilisations aux fins d'altération des produits alimentaires des aliments du bétail, sont résumées ci-dessous.

Au Canada, selon les résultats de l'enquête de 2011 en vertu de l'article 71 et selon les renseignements obtenus auprès des intervenants volontaires (ECCC 2013-2014), la mélamine était utilisée dans les peintures et les revêtements destinés au grand public et aux produits commerciaux; dans la mousse utilisée dans les sièges et les produits de literie (sièges et dossiers utilisés pour les meubles à structure métallique, à des concentrations de 28 à 29 %); et dans la résine mélamine-formaldéhyde qui est utilisée pour les stratifiés décoratifs (ECCC 2013-2014). La substance était également utilisée comme produit ignifuge au Canada (ECCC 2013-2014). De plus, la mélamine est utilisée comme plastifiant dans le béton ainsi que dans la tuyauterie des freins automobiles (ECCC 2013-2014). Une recherche en ligne des produits canadiens courants a également démontré l'usage de la substance dans le papier et les tablettes de mélamine thermofusionnés, les tableaux blancs et les panneaux de flocons, les peintures, les scellants pour les applications mécaniques, électriques et de plomberie, et dans l'encre pour jet d'encre (Home Depot Canada, 2014; Home Hardware, 2014; Formica Corporation, 2014; Grand and Toy, 2014; Flakeboard Company Ltd., 2014; CSL Silicones Inc., 2014; BASF, 2014). À l'échelle mondiale, la mélamine est utilisée principalement dans la synthèse de résine mélamine-formaldéhyde utilisée dans la fabrication des stratifiés (p. ex. pour les comptoirs de cuisine, les dessus de table), des plastiques, des revêtements, des filtres commerciaux, des produits de consommation comme les colles ou les adhésifs, et des mélanges à mouler (pour la vaisselle et les ustensiles de cuisine) (OMS, 2009; Scorecard, c2011).

Selon les résultats de l'enquête en vertu de l'article 71 de la LCPE, environ 4 % de toute la mélamine importe au Canada en 2011 a été utilisé comme ignifugeant (ECCC 2013-2014), ce qui correspond à ce qui a été observé à l'échelle mondiale. La mélamine est utilisée comme ignifugeant principalement dans les mousses en polyuréthane (EFRA, 2007). La mélamine est souvent utilisée ne combinaison avec de nombreux autres ignifugeants comme le phosphate bicyclique, le décabromodiphényléther (décaBDE), l'oxyde d'antimoine, le Déchlorane Plus (DP), etc., ainsi que dans les préparations polyoléfines utilisées dans les plastiques et les élastomères, pour améliorer à capacité ignifuge générale du produit final (Weil et Choudhary, 1995). La mélamine est également utilisée dans la production d'autres ignifugeants, comme le cyanurate de mélamine (n° CAS 37640-57-6), le phosphate de mélamine (n° CAS 20208-95-1), le polyphosphate de mélamine (n° CAS 218768-84-4), et le pyrophosphate de mélamine (n° CAS 15541-60-3) (EFRA, 2007).

D'autres utilisations à l'échelle mondiale de la mélamine comprennent son application comme résine d'imprégnation ou adhésive dans les panneaux à base de bois pour les meubles et les planchers, ainsi que dans le papier-monnaie, les magazines glacés et les textiles (DSM, 2010).

La mélamine est utilisée en agriculture. En raison de sa teneur élevée en azote, la mélamine a été testée et utilisée comme engrais à libération lente (Wehner et Martin, 1989; OMS, 2009). De plus, la mélamine est aussi un sous-produit de l'insecticide (la cyromazine), qui est un inhibiteur de croissance des insectes qui peut être appliqué en aérosol ou dans les aliments de bétail (Roberts et Hudson, 1999; Zhu et al., 2009). Au Canada, la cyromazine est homologuée pour une utilisation dans les produits antiparasitaires contre le doryphore de la pomme de terre dans les cultures de pommes de terre et contre les insectes dans les cultures en serre (Santé Canada, 2012).

La mélamine n'est pas répertoriée comme un additif alimentaire approuvé dans les Listes des additifs alimentaires autorisés en vertu de la Loi sur les aliments et drogues (Canada, 2013b). Les répondants à l'enquête en vertu de l'article 71 de la LCPE n'ont rapporté aucune utilisation de la mélamine dans les matériaux qui entrent en contact avec la nourriture (ECCC 2013-2014), mais on peut trouver de la mélamine dans divers produits d'emballage alimentaire au Canada (p. ex. dans le revêtement intérieur des cannes de conserve, à l'exception des préparations pour nourrissons, dans le revêtement des couvercles métalliques des pots en verre, les bouteilles ou les bouteilles de plastiques d'aliments et de préparations pour nourrissons, les sacs en papier pour emballer le pain ou la margarine, les pellicules pour les emballages de lait) (communication personnelle de la Direction des aliments de Santé Canada adressée au Bureau de la gestion du risque de Santé Canada; août 2013; source non citée). Selon les notifications soumises aux termes du Règlement sur les cosmétiquesà Santé Canada, la mélamine n'est pas utilisée dans les produits cosmétiques au Canada (courriel de la Direction de la sécurité des produits de consommation de Santé Canada, adressé au Bureau de l'évaluation des risques des substances existantes de Santé Canada en juillet 2013; source non citée).

En Europe, l'utilisation de la mélamine est approuvée comme monomère et comme additif dans les plastiques destinés à entrer en contact avec de la nourriture, la limite de migration dans la nourriture étant fixée à 2,5 mg/kg (UE, 2011). Aux États-Unis, la mélamine et le copolymère de mélamine-formaldéhyde peuvent être utilisés dans la préparation d'adhésifs pouvant entrer dans la composition d'articles destinés à emballer, à transporter ou à contenir des aliments (additif alimentaire indirect), à condition que l'adhésif soit séparé de l'aliment par une barrière fonctionnelle (US eCFR, 2014a). En outre, la résine ou le polymère de mélamine-formaldéhyde peut être utilisé comme revêtement des surfaces qui sont en contact avec les aliments (additif alimentaire indirect) des articles destinés à produire, fabriquer, emballer, traiter, préparer, transporter ou contenir des aliments (US eCFR, 2014b).

Au Canada, la mélamine n'est pas inscrite dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques (BDPP) ni dans la Base de données interne sur les ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques à titre d'ingrédient médicinal ou non médicinal présent dans des produits pharmaceutiques finaux ou des médicaments vétérinaires (BDPP, 2014; courriels adressés en juillet 2013 par la Direction des produits thérapeutiques de Santé Canada au Bureau de gestion du risque de Santé Canada, source non citée). La mélamine est inscrite dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels en tant que produit de santé non naturel parce qu'elle ne fait pas partie des produits présents naturellement dans l'environnement au titre de l'annexe 1 du Règlement sur les produits de santé naturels. À ce titre, elle ne figure pas dans la Base de données des produits de santé naturels homologués puisqu'elle n'est pas présente dans aucun produit de santé naturel homologué au Canada (BDIPSN, 2014; BDPSNH, 2014).

À la suite de la détection de nourriture pour animaux domestiques altérée par la mélamine aux États-Unis en 2007, et de préparation pour nourrissons altérée par la mélamine en Chine en 2008, des normes internationales ont été mises sur pied pour assurer la sécurité des consommateurs et pour faire la différence entre la présence de niveaux ambiants de mélamine dans les aliments et une altération volontaire (Santé Canada, 2009). Au Canada, les normes intérimaires pour la mélamine ont été fixées à 0,5 ppm (ou mg/kg) pour la préparation pour nourrissons et les produits nutritionnels exclusifs, comme les produits de substitut de repas, et à 2,5 ppm (mg/kg) dans les produits contenant du lait et des ingrédients dérivés du lait (Santé Canada, 2009). Ces normes intérimaires sont applicables à la présence d'acide de mélamine et d'acide cyanurique, qui sont souvent détectées ensemble, afin d'assurer que les aliments en vente au Canada n'ont pas été contaminés ou altérés par l'un des composés (Santé Canada, 2009). Des normes semblables ont également été adoptées par d'autres pays, dont l'Europe, les États-Unis, l'Australie, la Nouvelle-Zélande et la Chine (Santé Canada, 2009).

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6. Rejets dans l'environnement

La mélamine a de nombreuses utilisations industrielles et est utilisée en grandes quantités, au Canada et partout dans le monde (Du et al., 2010).

Les rejets anthropiques dans l'environnement dépendent de différentes pertes qui surviennent pendant la fabrication, l'utilisation industrielle, l'utilisation commerciale ou par les consommateurs, la durée de vie utile, et l'élimination de la substance. Par conséquent, des rejets potentiels devraient se produire principalement lors de la manipulation de la mélamine lorsque cette dernière est ajoutée, sous forme de substance pure, et lors des procédés industriels pour fabriquer les produits désirés, comme les résines de mélamine. Ces rejets devraient principalement être causés par des émissions diffuses (fugitives) dans les installations industrielles pendant les opérations de chargement et de déchargement, la manutention ou le nettoyage de l'équipement de traitement ainsi que le transport et l'entreposage des conteneurs. On prétend que 0,6 % de la quantité totale de mélamine utilisée pourrait être rejetée dans les eaux usées (OCDE, 2002).

Les rejets de mélamine dans l'environnement sont le plus susceptibles de survenir au cours de la fabrication, de la formulation ou de l'utilisation industrielle, plutôt que lorsque la substance est détectée dans certains produits. Les rejets de mélamine dans l'environnement canadien provenant de l'utilisation et de l'élimination de produits (commerciaux ou de consommation) ou d'articles manufacturés contenant de la mélamine devraient être diffus.

Les rejets dans l'environnement devraient être principalement attribuables aux eaux usées. Bien que des rejets dans le sol pourraient également se produire pendant l'épandage de boues d'épuration comme biosolides sur les terres agricoles et les pâturages, ces rejets devraient être minimes en raison de la propension limitée de la mélamine à passer dans les solides (voir la section 7).

La mélamine peut aussi être rejetée dans l'environnement lors d'applications agricoles du pesticide à base de cyromazine, dont l'utilisation est approuvée au Canada. La cyromazine se transforme en mélamine dans le sol (métabolite important), les plantes (métabolite mineur) et les animaux (métabolite mineur) (FAO, 2007a, b). L'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) de Santé Canada prévoit une ré-évaluation des effets de la cyromazine sur l'environnement et la santé humaine. Cette ré-évaluation comprendra la révision des doses de référence toxicologiques et de la définition des résidus, le cas échéant (Santé Canada, 2013b).

Cette information est utilisée pour développer davantage les scénarios de caractérisation de l'exposition afin d'estimer les concentrations environnementales qui en découlent.

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7. Devenir et comportement dans l'environnement

7.1 Distribution dans l'environnement

D'après ses applications industrielles connues au Canada (ECCC 2013-2014), la mélamine devrait principalement être rejetée dans les eaux usées. En raison de sa très faible valeur de Koc et de son hydrosolubilité élevée, la mélamine est peu susceptible d'être efficacement éliminée par adsorption dans les boues de stations de traitement des eaux usées. Le nouveau modèle EQC (2011) de modélisation de la fugacité de niveau III a été appliqué pour décrire le devenir de la mélamine.

Les résultats généraux de la modélisation de la fugacité de niveau III suggèrent que lorsque la mélamine est rejetée dans l'environnement, elle devrait résider surtout dans l'eau et le sol, selon le milieu de rejet (Tableau 7-1).

Tableau 7-1. Résumé de la modélisation de la fugacité de niveau III (nouveau modèle EQC, 2011) pour la mélamine, montrant le pourcentage de la mélamine répartie dans chaque milieu pour trois scénarios de rejet
Substance rejetée dans :Air (%)Eau (%)Sol (%)Sédiments (%)
Air (100 %)négligeable2773négligeable
Eau (100 %)négligeable99.6négligeable0.4
Sol (100 %)négligeable1882négligeable

Lorsque la mélamine est rejetée dans l'air, elle devrait se répartir rapidement dans les particules de l'air en raison de ses valeurs estimées Koa qui sont très élevées et, par conséquent, la mélamine ne devrait pas résider dans l'air. Les particules se déposent sur le sol et sur l'eau sous forme de dépôts humides et secs. De la quantité transférée de l'air au sol, la majorité (plus de 70 %) restera dans le sol et près de 30 % se retrouvera dans l'eau.

Lorsque la mélamine est rejetée dans les eaux de surface provenant des systèmes de traitement des eaux usées, elle devrait résider principalement dans l'eau en raison de son hydrosolubilité élevée. On pourrait également trouver de la mélamine dans l'eau interstitielle des sédiments en raison de son hydrosolubilité élevée.

La volatilisation à partir de l'eau de surface dans l'air devrait être très lente puisque la mélamine a une pression de vapeur négligeable et une constante de la loi de Henry très faible. Somme toute, les risques de perte de mélamine par advection dans les systèmes aqueux sont limités.

La mélamine a une très basse valeur Koe, ce qui indique un faible potentiel de sorbtion dans le sol et les sédiments. Toutefois, puisque la mélamine est plus dense que l'eau, elle peut, à un certain degré, se déposer sur les sédiments. Lorsqu'elle est rejetée dans le sol (p. ex. lors de l'application de biosolides sur les terres agricoles), la mélamine devrait être adsorbée et s'écouler dans les systèmes aqueux. Elle ne devrait pas s'évaporer puisqu'elle est relativement non volatile.

En résumé, d'après les résultats du modèle de fugacité et des propriétés physiques et chimiques de la mélamine, celle-ci devrait principalement résider dans l'eau et le sol, et dans l'eau interstitielle des sédiments. Par conséquent, il est possible que les organismes aquatiques, benthiques et du sol soient exposés à cette substance. Aucune exposition par inhalation des organismes terrestres n'est prévue, en raison des faibles concentrations de mélamine dans l'air.

7.1.1 Potentiel de transport à grande distance

Les données de surveillance de la mélamine dans les régions éloignées (p. ex. les régions polaires) ne sont pas disponibles.

Il a été déterminé que la mélamine a de longues demi-vies dans l'air et dans l'eau. Cependant, la mélamine devrait être présente en très faibles concentrations dans l'air et les rejets de mélamine dans l'air ne sont pas prévus d'après les utilisations connues de cette substance (voir la section sur les utilisations). En raison de sa très haute hydrosolubilité ainsi que de sa pression de vapeur et sa constante de la loi de Henry négligeables, les taux de volatilisation dans l'air à partir des eaux de surface seront probablement très faibles. Les résultats du modèle de l'outil de dépistage Pov – PTGD de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE, 2009) ont confirmé que la mélamine ne peut être détectée dans l'air à la suite d'émissions provenant des eaux de surface. Le transport de la mélamine sur de longues distances dans les systèmes aquatiques est plausible selon les caractéristiques de la substance et les schémas d'émissions. Les résultats du modèle TaPL3 (2003) et de l'outil de dépistage Pov – PTGD de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE, 2009) indiquent que la distance de parcours caractéristique (DTC) de la mélamine dans l'eau est de 120 000 km et 2 300 km, respectivement. Il convient de noter que ces résultats sur la DTC ne doivent pas être interprétés comme la distance absolue pouvant être parcourue par la substance, mais plutôt comme une indication que la substance peut se déplacer sur des distances relativement longues dans l'eau.

7.2 Persistance dans l'environnement

Les données empiriques et modélisées ont été prises en compte dans la détermination du potentiel de dégradation de la mélamine dans l'environnement.

La mélamine est produite à la suite d'un procédé de condensation de l'urée. Elle peut entrer en réaction avec un nombre considérable de dérivés organiques et inorganiques, comme le formaldéhyde, créant ainsi des produits extrêmement stables qui offrent des applications de consommation et industrielles très larges (Ramusino et Vailati, 1982). Toutefois, selon les utilisations industrielles de la mélamine identifiées à la suite de l'enquête effectuée en vertu de l'article 71 de la LCPE (Environnement et Changement climatique Canada, 2013-2014), l'eau semble être le principal milieu de réception de la mélamine provenant des effluents.

La mélamine est métabolisée à partir de trois réactions d'hydrolyse consécutives de désamination formant tout d'abord l'amméline, puis l'ammélide et résultant en acide cyanurique (Wackett et al. 2002; Shelton et al. 1997). Cette métabolisation a été attribuée à la présence de gènes particuliers codés par des plasmides qui codent des enzymes dégradant la mélamine (Karns et Eaton, 1997; Wackett et al., 2002; Takagi et al., 2012; Hatakeyama et al., 2015). On a démontré que dans les extraits acellulaires l'acide cyanurique était métabolisé en biuret, urée et ammoniac (Cook et al., 1985). Takagi et al. (2012) ont décrit une minéralisation complète de la mélamine, en produits intermédiaires comme l'ammeline, l'ammelide, l'acide cyanurique, le biuret et l'allophanate, sous l'effet d'une culture bactérienne mixte contenant une nouvelle espèce de Nocardioides. On a détecté la formation d'un précipité complexe de cyanurate de mélamine, en plus des produits intermédiaires de dégradation de la mélamine (ammeline, ammelide, acide cyanurique, biuret, allophanate et urée), au cours des essais de biodégradation avec la souche bactérienne CY1 (Wang et al., 2014).

La voie de biodégradation catabolique de la mélamine a été éclaircie à l'aide de souches bactérienne des espèces Pseudomonas, Klebissiela pneumonia, et Rhodococcus corallines isolées du sol. Le métabolisme de la mélamine fournit une source d'azote pour la croissance bactérienne; toutefois le métabolisme de la mélamine est généralement lent (Shelton et al., 1997). Au cours d'une étude in vitro (Wang et al., 2014), on a constaté qu'une nouvelle souche de la bactérie CY1, étroitement liée aux bêta-protéobactéries Alicycliphilus denitrificans et isolée à partir des boues provenant d'une usine de fabrication de mélamine, était en mesure de réaliser la biodégradation relativement rapide et complète de la mélamine.

Les renseignements disponibles à propos du potentiel de dégradation et de persistance de la mélamine sont classés et présentés en fonction du milieu naturel (c.-à-d. l'air, l'eau, le sol et les sédiments). Les données empiriques sur la biodégradation sont résumées au tableau 7-2, et les données modélisées sur la dégradation sont présentées à l'annexe A.

7.2.1 Air

Aucune donnée empirique portant sur le potentiel de dégradation de la mélamine dans l'air n'était disponible. Les résultats modélisés fondés sur le modèle RQSA disponible (AOPWIN, 2010), ont indiqué une demi-vie dans l'air de 16,2 jours. On s'attend par conséquent à ce que la substance ne soit pas rapidement dégradée par la réaction avec les radicaux hydroxyles présents dans l'atmosphère. La demi-vie résultant de la réaction avec l'ozone n'a pu être modélisée puisque le modèle AOPWIN (2010) ne fournit pas d'estimations pour cette classe de produits chimiques. En général, la mélamine ne se dégrade pas immédiatement dans l'air. Il est peu probable que la mélamine demeure dans l'air à des concentrations élevées. Les données modélisées dans l'air sont résumées à l'annexe A.

7.2.2 Eau

Dans l'eau, la dégradation par hydrolyse, la biodégradation par les micro-organismes présents dans la boue et la biodégradation modélisée sont discutées ci-dessous.

7.2.2.1 Hydrolyse

La mélamine ne subit pas d'hydrolyse dans des conditions pertinentes sur le plan environnemental (ECHA, c2007-2013). Par contre, la mélamine s'hydrolyse dans des conditions catalysées par des solutions fortement alcalines et acides comme les acides minéraux et les alcalis inorganiques (Crews et al., 2005). Ce processus se fait par étapes, par la perte du premier, du deuxième puis des trois groupes amines, pour produire l'amméline, l'ammélide puis l'acide cyanurique, respectivement. La proportion de produits de réaction peut varier selon la température, la concentration et le pH (Crews et al., 2005). Les constantes du taux d'hydrolyse de la mélamine ont été mesurées à 100 °C, et signalées à 3,80 × 10-5(OH-) et à 1,25 × 10-4 (H+) (ECHA, c2007-2013).

7.2.2.2 Biodégradation par les micro-organismes présents dans la boue

Plusieurs études sur la biodégradation immédiate et intrinsèque ont été menées à l'aide de boues activées et, dans certaines études, à l'aide de boues activées préadaptées, pour déterminer le potentiel de biodégradation de la mélamine dans l'eau.

La biodégradation de la mélamine à l'aide de boues activées a été étudiée par Xu et al. (2013) dans deux procédés de traitement communs, soit le procédé Ludzack-Ettinger modifié (LEM) qui est caractérisé par des conditions anoxiques et aérobies, et le procédé de réacteur à cuve agitée en continu, dans des conditions aérobies. La biodégradation de la mélamine a été observée pendant 225 jours; au 125e jour de l'étude, la concentration d'influents de mélamine est passée à 3 mg/L. La mélamine a démontré un potentiel limité de biodégradation par les micro-organismes présents dans la boue, même après l'exposition prolongée de 100 jours à 3 mg/L de mélamine qui aurait pu mener à l'adaptation. Les taux d'élimination moyen avec les procédés LEM et de réacteur à cuve agitée en continu étaient semblables, soit à 20 ± 15 % et 14 ± 10 % respectivement, indiquant que des conditions anoxiques et aérobies et des conditions purement aérobies n'ont pas eu d'incidence sur la biodégradation de la mélamine. Par conséquent, il est probable que les enzymes responsables de la déamination hydrolytique de la mélamine ne soient pas rapidement inhibés dans les procédés de boues activées. Avec une concentration de mélamine plus élevée de 75 mg/L, on a observé une diminution des activités bactériennes nitrifiantes de 92 % ± 5 % dans le procédé LEM et de 82 ± 8 % dans le procédé de réacteur à cuve agitée en continu, ainsi qu'une diminution des populations bactériennes. Ces résultats suggèrent que la mélamine peut inhiber la croissance des boues activées lorsqu'elle est présente à des concentrations élevées.

Des études antérieures par Heukelekian et Rand (1955) et par Niemi et al. (1987) ont traité de la biodégradation de la mélamine en fonction de la demande biologique en oxygène (DBO). Dans cette littérature, les données publiées et non publiées existantes sur les différentes classes de produits chimiques ont été compilées. Les résultats de l'étude étaient présentés sous forme de tableau et les descriptions de la méthodologie se limitaient aux données générales sur les protocoles de l'étude ou les conditions expérimentales. Heukelekian et Rand (1955) ont présenté deux résultats sur la demande biologique en oxygène pour la mélamine, originalement publiés par Swope et al. (1950), qui indiquaient une DBO de 0 g/g et 0,006 g/g, à l'aide d'eaux usées et après 5 jours d'incubation. À l'aide de boues activées acclimatées et sur une période de 5 jours, Niemi et al. (1987) ont testé à nouveau le résultat d'une étude de 1984 indiquant une DBO de 1 % après une exposition de 5 jours de la mélamine à des boues activées (l'acclimatation n'a pas été observée) (Vaishnav, 1984). Les nouveaux résultats ont indiqué une DBO de 0 % et ont permis de vérifier les résultats précédents. Les résultats des tests décrits par Heukelekian et Rand (1955) et par Niemi et al. (1987) indiquent que la mélamine a un potentiel de biodégradation lent.

Deux études industrielles non publiées ont été résumées pour le Règlement REACH (enregistrement, évaluation, autorisation et restriction des produits chimiques) de l'Union européenne, et des résumés d'études étaient disponibles auprès de l'ECHA (c2007-2013). Les résumés de deux études sur la biodégradation intrinsèque menées en 1991 et en 1993, et fondées sur le protocole 302B de l'OCDE étaient disponibles. Dans l'étude de 1991, des boues activées et des boues préadaptées provenant d'une usine de traitement des eaux usées ont été utilisées pour tester la mélamine à une concentration de 1 000 mg/L (1 g/L). Les résultats du test fait à l'aide de boues activées ont indiqué une élimination du carbone organique dissous (COD) de 16 % sur une période de 20 jours, alors qu'une élimination du COD de 10 % a été observée dans le test fait à l'aide d'inoculum adapté sur une période de 14 jours. Dans l'étude de 1993, la mélamine a été testée deux fois à une concentration de 100 mg/L à l'aide de boues activées. Après 28 jours, les deux tests ont démontré une élimination du COD de 0 % et de moins de 10 %. De plus, les résultats d'une étude sur la biodégradation rapide conformément au protocole 301C de l'OCDE (ECHA, c2007-2013) ont été résumés par MITI (1992). Les résultats de cette étude indiquaient une biodégradation de la DBO de 0 %, pour 100 mg/L de mélamine sur plus de deux semaines (MITI 1992).

De plus, la biodégradation de la mélamine dans l'eau dans des conditions variées selon un protocole de type Zahn-Wellens a fait l'objet d'une thèse de maîtrise de l'université de Salzbourg, en Autriche, en 1997 (Fimberger, 1997). Les résultats clés de cette recherche ont été résumés par l'ECHA (c2007-2013) et l'OCDE (2002); la recherche originale a été rédigée en allemand. La mélamine a été testée à 20 mg/L sur une période de 28 jours. Les résultats n'indiquaient aucune biodégradation intrinsèque à l'aide de boues activées provenant d'une usine de traitement des eaux usées. En modifiant les conditions de l'étude en ajoutant du glucose, une certaine biodégradation a été observée, et l'ajout d'ammoniac a inhibé la biodégradation favorisée par le glucose. On a observé que la mélamine se répartissait rapidement à cause de la boue provenant d'une usine industrielle de traitement des eaux usées où de la mélamine était produite, et elle avait complètement disparu après 8 heures (Fimberger, 1997). La biodégradation s'est produite par déamination hydrolytique et a produit du dioxyde de carbone, ce qui correspond à ce qui a été présenté dans d'autres études par Wackett et al. (2002), Shelton et al. (1997), et Karns et Eaton (1997), qui ont étudié la dégradation microbienne de la mélamine.

On a constaté, au cours d'une étude in vitro, qu'une nouvelle espèce de la bactérie CY1, isolée à partir des boues d'une usine de fabrication de mélamine en Chine, pouvait dégrader complètement la mélamine. La mélamine a été testée à une concentration d'environ 500 mg/L. Environ 64 % de la mélamine a été dégradée par la bactérie CY1 au cours des 24 premières heures, et on a pu constater qu'environ 94 % de la mélamine s'était dégradée en 10 jours (Wang et al., 2014).

Les résultats des études empiriques sont résumés au tableau 7-2.

Tableau 7-2. Résumé des données empiriques sur la dégradation immédiate et intrinsèque de la mélamine
Processus du devenirDégradation Paramètres/UnitésValeur pour la dégradationRéférences
Immédiate
Biodégradation (aérobie)
% DBO (5 jours)0; 1Niemi et al., 1987
Immédiate
Biodégradation (aérobie)
DBO (g/g) (5 jours)0; 0,006Heukelekian et Rand, 1955
Intrinsèque
Biodégradation (aérobie)
% de COD (28 jours)0; inférieur(e) à 10ECHA, 2007-2013
Intrinsèque
Biodégradation (aérobie)
% de COD (20 jours)
% de COD (14 jours)
16
10 (inoculum préadapté)
ECHA, 2007-2013
Immédiate
Biodégradation (aérobie)
% DBO (14 jours)0MITI, 1992
Intrinsèque
Biodégradation (aérobie)
% DBO (28 jours)0 (boue provenant d'une usine municipale de traitement des eaux usées)Fimberger, 1997

Abréviations : DBO, demande biologique en oxygène; COD, carbone organique dissous.

En résumé, le mécanisme de biodégradation de la mélamine se fait par étapes, d'abord par la déamination hydrolytique, produisant de l'acide cyanurique, puis par le clivage d'anneaux pour produire deux produits finaux, soit l'ammoniac et le dioxyde de carbone. Les études sur la biodégradation immédiate et intrinsèque indiquent que la biodégradation de la mélamine dans l'eau est lente. À la suite d'une exposition continue aux conditions découlant du traitement industriel d'eaux usées, l'acclimatation des micro-organismes peut se produire et peut mener à une répartition plus complète de la mélamine qui produira de l'ammoniac qui pourra être utilisé comme source d'énergie pour la population résidente de micro-organismes. Toutefois, ceci ne représente pas un potentiel de biodégradation rapide, mais plutôt un processus d'adaptation par certains micro-organismes. De plus, les preuves suggérant que la mélamine peut être un inhibiteur de la croissance bactérienne dans la boue activée sont divergentes. Puisque la mélamine est une molécule stable et que son potentiel de biodégradation dans l'eau est limité tel que le démontrent de nombreuses études (voir le tableau 7-2 ci-dessus), on considère que cette substance est persistante dans ce milieu naturel.

7.2.2.3 Biodégradation modélisée dans l'eau

En plus des données empiriques disponibles concernant la dégradation de la mélamine dans l'eau, une méthode du poids de la preuve fondée sur les RQSA a été appliquée à l'aide des modèles de dégradation présentés au tableau 4-3.

La vitesse d'hydrolyse de la mélamine n'a pas pu être déterminée à l'aide du modèle HYDROWIN (2010) puisque celui-ci ne peut fournir les estimations pour les structures de triazine. Les sous-modèles BIOWIN de EPI Suite (2012) ont été utilisés pour évaluer le potentiel de biodégradation de la mélamine. Le sous-modèle 4 de BIOWIN suggère un certain potentiel de biodégradation primaire. Les résultats des modèles de biodégradation ultime, les sous-modèles 3, 5 et 6 de BIOWIN (EPI Suite, 2012), et de CATALOGIC (2012) suggèrent que la mélamine se biodégrade lentement ou pas du tout. Globalement, les résultats des modèles indiquent un potentiel de biodégradation ultime limité, et en raison du consensus des résultats des modèles qui indiquent une faible vitesse de biodégradation, les preuves sont suffisantes pour suggérer que la mélamine subit une biodégradation primaire. Les résultats des modèles confirment les résultats des études empiriques sur la biodégradation (résumés au tableau 7-2), et indiquent que la mélamine se biodégrade lentement dans l'eau. Les résultats modélisés sur la dégradation de la mélamine dans l'eau sont résumés à l'annexe A.

7.2.3 Sol

La biodégradation de la mélamine dans le sol est très lente (Hauck et Stephenson, 1964). Cela peut s'expliquer en partie par la structure résonnante symétrique de la substance; une symétrie moléculaire tend à conférer de la stabilité (Hauck et Stephenson, 1964). Le mécanisme de biodégradation de la mélamine à l'aide de réactions de déamination hydrolytique a été élucidé in vitro dans des bactéries isolées du sol. Ceci a été attribué à la présence de gènes particuliers codés par des plasmides, connus sous le nom de gènes tri A et trz B, C, D, E, qui codent les enzymes appelées amidohydrolases qui ont la capacité de convertir la mélamine par étapes en acide cyanurique, en biuret puis en urée, entraînant la dégradation en dioxyde de carbone et en ammoniac par uréase (Eaton et Karns, 1991 a,b; Karns et Eaton, 1997; Wackett et al., 2002).

La nitrification de la mélamine a été étudiée dans deux types de sols, soit un loam d'argile limoneuse à un pH de 8,2, et un loam sableux fin à un pH de 5,2 (Hauck et Stephenson, 1964). De la mélamine a été appliquée à des échantillons de sol à une concentration de 0,2 mg/g de sol pendant 24 semaines. Les résultats ont indiqué que la mélamine se nitrifiait plus rapidement dans le loam d'argile limoneuse, avec une nitrification de près de 8 % après 6 jours d'incubation, et de 18 % après 24 jours. Au contraire, dans le loam sableux fin, la nitrification de la mélamine était de 0 % après les 12 premiers jours de l'étude, et après 24 semaines, on a observé de nitrification d'environ 9 %. Ces résultats suggèrent que dans un sol de loam d'argile limoneuse ayant un pH de base, la nitrification de la mélamine se produit presque deux fois plus rapidement que dans un loam sableux légèrement acide. Dans un autre test effectué en loam d'argile limoneuse, la mélamine a été appliquée à une concentration de 2 mg/g de sol. Après 10 semaines d'incubation, environ 1 % de l'azote provenant de la mélamine a été détecté sous forme de nitrate et après une période d'incubation de 28 semaines, aucun nitrate n'a été détecté, possiblement en raison de l'assimilation accrue de nitrate par les micro-organismes présents dans le sol (Hauck et Stephenson, 1964).

Dans une étude antérieure (Konishi et Imanishi, 1941), il a été observé que la mélamine se nitrifiait très lentement dans un sol de rizières.

En général, les résultats des études démontrent que la mélamine se biodégrade lentement dans le sol. Par conséquent, on considère que la mélamine est persistante dans le sol.

7.2.4 Sédiments

Aucune étude expérimentale n'a été trouvée pour la biodégradation de la mélamine dans les sédiments, et peu de modèles sont disponibles pour ce milieu. Par conséquent, un ratio d'extrapolation de 1:1:4 pour les demi-vies de biodégradation dans l'eau, le sol et les sédiments a été utilisé (Boethling et al., 1995). Puisque la demi-vie de la mélamine dans l'eau est longue et va probablement au-delà de 182 jours (d'après les résultats de BDO et de COD des études sur la biodégradation de la mélamine), on peut supposer que la demi-vie de la mélamine dans les sédiments devrait être supérieure à 365 jours. Ceci indique que la mélamine devrait persister dans les sédiments.

7.3 Potentiel de bioaccumulation

Les propriétés physiques et chimiques ainsi que les données empiriques et modélisées pertinentes ont été étudiées pour déterminer le potentiel de bioaccumulation de la mélamine.

La mélamine est hautement soluble dans l'eau, ce qui indique que cette substance est facilement biodisponible dans l'eau. Les valeurs expérimentales et modélisées du log Koe (variant de -1,37 à -0,38) pour la mélamine suggèrent que ce produit chimique a probablement un faible potentiel de bioaccumulation dans le biote en fonction de la répartition hydrophobe. De plus, la combinaison de deux valeurs de coefficient de partage, le log Koe de -1,37 et le log Koa de 10,8, indique qu'en cas d'exposition terrestre par voie alimentaire, la mélamine ne devrait pas se bioamplifier dans les chaînes alimentaires terrestres comme le suggèrent Gobas et al. (2003) et Kelly et al.(2007).

Les facteurs de bioconcentration de la mélamine ont été déterminés de façon empirique chez plusieurs espèces de poissons (MITI, 1992; ECHA, c2007-2013). Ces études ont exposé des poissons à la mélamine dans des conditions statiques. La durée de l'exposition à la mélamine et les concentrations variaient selon les études, mais on a observé qu'une concentration de mélamine à l'État stable a été atteinte dans la chair des poissons (MITI, 1992; ECHA, 2007-2013). En général, ces études ont toutes démontré de très faibles FBC pour la mélamine. Chez la carpe (Cyprinus carpio), les FBC calculés étaient inférieurs à 3,8 et à 0,38 L/kg, après une exposition à la mélamine à des concentrations de 0,2 mg/L et 2 mg/L respectivement, dans une étude d'une durée de 6 semaines (MITI, 1992). Chez des têtes-de-boule (Pimephales promelas) exposés pendant 96 heures à 0,09 mg/L de mélamine, on a observé des FBC de 0,48 et 0,26 L/kg dans les viscères et la carcasse respectivement (ECHA, c2007-2013). En tenant compte d'une période de dépuration de 72 heures dans les calculs, les valeurs des FBC étaient légèrement plus basses, soit à 0,32 L/kg dans les viscères et à 0,2 L/kg dans la carcasse. De la même façon, chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), les FBC étaient bien en-deçà de 1 L/kg dans les muscles et les viscères après une exposition de 64 heures à une concentration de 0,09 mg/L de mélamine (les FBC étaient de 0,11 L/kg dans les viscères et de 0,05 L/kg dans les muscles) et la mélamine a rapidement été éliminée après la période de dépuration de 72 heures (ECHA, c2007-2013). Les résultats des études de bioconcentration chez les poissons sont résumés au tableau 7-3.

Tableau 7-3. Résumé des facteurs de bioconcentration (FBC) empiriques pour la mélamine
Organisme d'essaiValeur cinétique et à l'état stable (L/kg)aRéférences
Carpe
(Cyprinus carpio)
inférieur(e) à 3,8 (0,2)
inférieur(e) à 0,38 (2,0)
MITI, 1992
Tête-de-boule
(Pimephales promelas)
0,26-0,48 (0,09)ECHA, c2007-2013
Truite arc-en-ciel
(Oncorhynchus mykiss)
0,05-0,11 (0,09)ECHA, c2007-2013

a Les valeurs entre parenthèses représentent les concentrations d'essai, en mg/L, auxquelles les FBC ont été obtenus.

De plus, les valeurs modélisées des FBC chez les poissons obtenues à l'aide du modèle BCFBAF de EPI Suite (2012) concordaient avec les valeurs empiriques des FBC, et variaient entre 0,93 et 3,16 L/kg sur la base du poids humide pour un poisson de niveau trophique intermédiaire, en fonction de l'application de la constante du taux métabolique.

À la lumière des épisodes d'altération de nourriture par la mélamine en 2007 et en 2008, de nombreuses études sur l'alimentation du bétail, des poissons et des crevettes ainsi que des singes ont été menées pour déterminer le potentiel d'accumulation de la mélamine dans la chair. Ces études consistaient principalement à ajouter de faibles et grandes quantités de mélamine à la nourriture des animaux et à étudier les effets de la nourriture contaminée par la mélamine ou les effets d'une seule dose de mélamine dans le régime (Qin et al., 2010; Andersen et al., 2009; Reimschuessel et al., 2010a; Liu et al., 2010; Phromkunthong et al., 2013). En général, les niveaux de mélamine résiduels mesurés dans la chair étaient faibles et suggéraient que la mélamine n'a pas un important potentiel d'accumulation dans les chairs animales après une exposition par l'alimentation (Qin et al. 2010) ont également observé que les résidus de mélamine dans les chairs animales, le lait et les œufs disparaissaient pratiquement complètement après une période variant de quelques jours à deux semaines après avoir arrêté l'alimentation enrichie de mélamine. Des observations semblables sur l'élimination des résidus de mélamine dans un délai de 14 jours suivant une dose orale unique ont été notées chez des poissons (Reimschuessel et al., 2010a); toutefois, on a observé des effets nocifs, dont l'insuffisance rénale causée par la formation de calculs rénaux, après qu'une dose élevée de 20 mg de mélamine ait été administrée aux poissons (Reimschuessel et al., 2010b).

En résumé, des preuves solides et constantes indiquent que la mélamine ne se bioaccumule pas de manière appréciable dans les organismes aquatiques et terrestres. La mélamine est caractérisée par une combinaison de propriétés chimiques et physiques qui suggèrent un faible potentiel de bioaccumulation et de très faibles FBC empiriques et modélisés chez les poissons. Des études empiriques indiquent que la mélamine a un faible potentiel d'accumulation dans les chairs animales lorsqu'elle est administrée par l'alimentation, et qu'elle s'élimine relativement rapidement. Par conséquent, d'après les preuves disponibles, on considère que la mélamine a un faible potentiel de bioaccumulation.

7.4 Résumé du devenir dans l'environnement

La mélamine est une molécule compacte et stable (voir le tableau 2 pour la structure). La dégradation de la mélamine se fait par étapes, en commençant par la déamination hydrolytique puis par le clivage d'anneaux pour produire deux produits finaux, l'ammoniac et le dioxyde de carbone. Dans l'environnement, la mélamine n'a pas le potentiel de se dégrader rapidement. Elle a une longue demi-vie dans l'air et une biodégradation relativement lente dans l'eau et le sol. L'application des facteurs d'extrapolation recommandés par Boethling (1995) indique que la mélamine devrait aussi avoir une longue demi-vie dans les sédiments. L'hydrolyse de la mélamine ne se produit pas sous des valeurs de pH pertinentes sur le plan environnemental (6 - 9). Toutefois, dans des conditions laboratoires strictes, la mélamine peut s'hydrolyser pour produire de l'acide cyanurique, et une mélamine complètement dégradée peut rapidement se transformer en ammoniac lorsqu'elle est catalysée par des acides puissants.

La mélamine devrait se rejeter principalement dans les eaux usées de sources industrielles. La mélamine est essentiellement non volatile et a un potentiel de sorbtion limité aux particules solides. Il est peu probable qu'elle soit éliminée de façon efficace des usines de traitement des eaux usées. Par conséquent, il ne devrait pas y avoir de fortes concentrations de mélamine dans les biosolides épandus sur le sol. Elle ne devrait pas se déplacer sur de longues distances dans l'air, mais elle peut parcourir de longues distances dans l'eau. Puisqu'elle est rejetée dans l'eau et le sol, et qu'elle a tendance à demeurer dans ces deux milieux, l'exposition aux organismes aquatiques et du sol est prévue. La mélamine ne se bioaccumule pas de manière appréciable dans les organismes, et elle s'élimine relativement rapidement, surtout chez les poissons et les mammifères. La bioamplification dans les chaînes alimentaires n'est donc pas considérable et elle ne devrait pas contribuer aux effets de la mélamine causés par l'exposition.

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8. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

8.1 Évaluation des effets sur l'environnement

Les effets de la mélamine sur l'environnement ont été déterminés par des données empiriques provenant d'études publiées et non publiées. Les études industrielles non publiées ont été résumées pour le Règlement REACH (enregistrement, évaluation, autorisation et restriction des produits chimiques) de l'Union européenne, et des résumés d'études étaient disponibles auprès du site web de l'ECHA (c2007-2013). Peu de détails ont été fournis dans certains résumés d'études, par conséquent plusieurs études ont été utilisées pour comparer les résultats. Puisque de nombreuses études sur les effets de la mélamine sur les espèces aquatiques et du sol sont disponibles, les données modélisées sur les effets n'ont pas été considérées.

D'après les nombreuses utilisations industrielles connues de la mélamine (ECCC 2013-2014) au Canada, la majorité des rejets de mélamine devrait être dans les eaux de surface.

L'information est présentée en fonction du milieu d'exposition. Les résultats des études publiées et non publiées sont résumés ci-dessous dans le tableau 8-1 pour les micro-organismes aquatiques et les invertébrés, et dans le tableau 8-2 pour les poissons et les organismes du sol (Environnement Canada, 2014).

8.1.1 Eau

Les effets de la mélamine sur les micro-organismes présents dans la boue ont été déterminés dans plusieurs études en fonction d'une exposition à court terme d'une durée maximale de 2 heures (ECHA, c2007-2013; Hockenbury et Grady, 1977), et d'une exposition à plus long terme d'une durée de 72 heures (Xu et al., 2013). Les études d'exposition à court terme laissent entendre que la mélamine n'est pas particulièrement toxique pour les micro-organismes présents dans la boue activée, alors qu'une inhibition possible de la boue activée par la mélamine a été observée dans les tests menés sur une période de 72 heures (Xu et al., 2013), suggérant qu'une plus longue période d'exposition peut être un facteur important qui n'est pas bien caractérisé dans les donnes disponibles. En général, les résultats des études suggèrent que la mélamine est peu toxique pour les micro-organismes.

Les effets de la mélamine sur les organismes unicellulaires ont été étudiés avec les protozoaires ciliés, Tetrahymena pyriformis, et les espèces d'algues Scenedesmus pannonicus et Selenastrum capricornutum. Les effets de la mélamine sur les T. pyriformis ont été déterminés dans deux études par Wang et al., (2009 et 2011), qui a observé que la mélamine avait un effet inhibiteur selon sa concentration. Les concentrations inhibitrices pour obtenir une réduction des effets à 50 % après une exposition de 52 heures, c.-à-d. les valeurs CI50, ont été déterminées à 780 mg/L (Wang et al., 2009) et 820 mg/L (Wang et al., 2011). Des résultats semblables ont été observés par Li et al. (2015) au cours d'une exposition de 20 heures des T. pyriformis à la mélamine. Les effets sur deux espèces d'algues, la S. pannonicus et la S. capricornutum, ont été déterminées dans des études non publiées de 1982 (ECHA, c2007-2013) et 1988 (US Testing Company, 1988) respectivement. Les résumés des études sont disponibles auprès de l'ECHA (c2007-2013). Dans l'étude de 1982, les effets de la mélamine sur le taux de croissance ont été notés et une concentration sans effet observé (CSEO) de 320 mg/L et une concentration entraînant un effet de 50 % (CE50) de 940 mg/L ont été déterminés après une exposition de 90,5 heures. De la même façon, dans l'étude de 1988, la CESO et la CE50 après 48 heures ont été calculées à 97 mg/L et 325 mg/L respectivement. Après 72 heures, la CESO et la CE50 étaient de 31 mg/L et 196 mg/L, et après 96 heures, elles étaient de 98 mg/L et 325 mg/L respectivement.

Les études sur les invertébrés aquatiques testant les effets de la mélamine par l'exposition par l'eau se sont limitées à une seule espèce, la Daphnia magna. Les effets ont été déterminés dans deux études non publiées datant de 1978 (ECHA, c2007-2013) et 1988 (ABC Laboratories, 1988), qui comprenaient toutes deux les résultats pour les expositions à court terme de 24 à 48 heures, et l'exposition à plus long terme pouvant aller jusqu'à 21 jours. Les résumés des études sont disponibles auprès de l'ECHA (c2007-2013). Dans l'étude de 1978, selon le sommaire de l'étude, la D. magna a été exposée à la mélamine pendant 48 heures, et de 7 à 21 jours, à des concentrations allant jusqu'à 2 000 mg/L. Il a été estimé que la CL50 de 48 heures était supérieure à 2 000 mg/L; toutefois on a remarqué que les daphnies étaient en mauvais état à une concentration d'exposition beaucoup plus faible de 180 mg/L. Par conséquent, la CE50de 48 heures pour le comportement a été établie à moins de 180 mg/L. Les CL50 de 7 jours et 21 jours ont été estimées à plus de 32 et moins de 56 mg/L, d'après les taux de survie observés à des concentrations d'expositions de 32 et 56 mg/L, où le taux de survie à la concentration d'exposition de 32 mg/L était supérieur à 90 %, et à une concentration d'exposition de 56 mg/L, aucune daphnie n'a survécu au-delà de 7 jours d'exposition. La CSEO de 21 jours pour le taux de reproduction et de mortalité a été déterminée à 18 mg/L. Dans l'étude de 1988 (ABC Laboratories, 1988), la mélamine a été testée à des concentrations maximales de 1 000 mg/L pour des périodes de 24 et 48 heures en conditions statiques. La CSEO de 48 heures a été estimée inférieure à la concentration d'exposition la plus basse de 56 mg/L puisque les effets de mortalité et de comportement, y compris la quiescence, l'émersion et la tendance vers le fond du récipient d'essai, ont été observés à toutes les concentrations testées. Les valeurs de CE50 de 24 et 48 heures ont été calculées à 400 mg/L et 200 mg/L respectivement, d'après les effets nocifs totaux (ABC Laboratories, 1988).

Des effets de l'exposition à la mélamine par l'alimentation ont été observés chez la crevette tigrée (Penaeus monodon) et la crevette blanche du Pacifique (Penaeus vannamei), à la suite de l'administration d'aliments altérés par la mélamine dans des fermes à crevettes (Lightner et al., 2009). Bien qu'elle ne soit pas représentative des concentrations d'exposition réalistes dans l'environnement, cette étude met en lumière les effets qui résultent d'autres voies d'exposition par l'alimentation. L'analyse des échantillons alimentaires a indiqué que la mélamine était présente à des concentrations supérieures à 100 mg/kg (déclarées en ppm). L'exposition à ces niveaux de mélamine par l'alimentation a causé l'apparition de cristaux de sel insolubles d'acide de mélamine cyanurique dans la glande antennaire, qui se sont manifesté par des lésions de sévérité modérée. Une mortalité accrue et la prévalence de maladie chez les crevettes de ferme P. vannamei, où de la nourriture enrichie de mélamine a été utilisée, ont aussi été observées (Lighter et al., 2009).

Les résultats des études de toxicité pour les micro-organismes présents dans la boue, les organismes unicellulaires, les protozoaires et les invertébrés sont résumés au tableau 8-1.

Tableau 8-1. Données empiriques sur la toxicité de la mélamine pour les organismes aquatiques, notamment les micro-organismes, les protozoaires et les invertébrés
Organisme d'essaiDurée de l'essaiParamètreValeur (mg/L)Références
Micro-organismes présents dans la boue30 minCSEO
(respiration)
2 000ECHA, c2007-2013
Micro-organismes présents dans la boue30 minCE10
(respiration)
supérieur(e) à 10 000ECHA, c2007-2013
Micro-organismes présents dans la boue30 minCE20
(respiration)
supérieur(e) à 1 992ECHA, c2007-2013
Espèce Nitrosomonas2 heuresCSEO (espèce Nitrosomonas)100Hockenbury et Grady, 1977
Micro-organismes présents dans la boue100 joursCMEO (croissance de la population)75Xu et al., 2013
Protozoaire cillé
(Tetrahymena pyriformis)
20 heuresCI50 (prolifération)1 000Li et al., 2015
Protozoaire cillé
(Tetrahymena pyriformis)
52 heuresCI50 (délai de croissance de génération)780Wang et al., 2009
Protozoaire cillé
(Tetrahymena pyriformis)
52 heuresCI50 (délai de croissance de génération)820Wang et al., 2011
Algues
(Scenedesmus pannonicus)
90,5 heuresCSEO320 ECHA, c2007-2013
Algues
(Scenedesmus pannonicus)
90,5 heuresCE50940ECHA, c2007-2013
Algues
(Selenastrum capricornutum)
48 heuresCSEO; CE5097; 325US Testing Company, 1988; ECHA, c2007-2013
Algues
(Selenastrum capricornutum)
72 heuresCSEO; CE5031; 196US Testing Company, 1988; ECHA, c2007-2013
Algues
(Selenastrum capricornutum)
96 heuresCSEO; CE5098; 325US Testing Company, 1988; ECHA, c2007-2013
Cladocère
(Daphnia magna)
48 heuresCE50 (mobilité)200aABC Laboratories,
1988; ECHA, c2007-2013
Cladocère
(Daphnia magna)
24 heuresCE50
(comportement)
400ABC Laboratories, 1988; ECHA, c2007-2013
Cladocère
(Daphnia magna)
48 heuresCSEO (mobilité et comportement)inférieur(e) à 56ABC Laboratories, 1988; ECHA, c2007-2013
Cladocère
(Daphnia magna)
48 heuresCL50supérieur(e) à 2 000ECHA, c2007-2013
Cladocère
(Daphnia magna)
48 heuresCE50 (comportement)inférieur(e) à 180ECHA, c2007-2013
Cladocère
(Daphnia magna)
7 et 21 joursCL50supérieur(e) à 32 et inférieur(e) à 56ECHA, c2007-2013
Cladocère
(Daphnia magna)
21 joursCSEO (reproduction et mortalité)18ECHA, c2007-2013

Abréviations : CE50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai; CL50, concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai; IC50, concentration inhibitrice pour un pourcentage donné d'un effet. Estimation ponctuelle de la concentration d'une substance d'essai qui cause une réduction de 50 % d'un paramètre biologique quantitatif, par exemple le taux de croissance; CSEO, concentration sans effet observé, soit la concentration la plus élevée ne causant pas d'effet statistiquement significatif par rapport au groupe témoin dans un essai de toxicité; CMEO, la concentration minimale avec effet observé est la concentration la plus faible d'une substance causant des effets statistiquement significatifs par rapport au groupe témoin dans un essai de toxicité.

a Des sommaires de rigueur d'étude ont été menés pour déterminer la qualité de l'étude et sont annexés (pour des études critiques) ou disponibles sur demande.

Les effets de la mélamine ont été observés chez de nombreuses espèces de poissons selon des expositions à court et à moyen terme. Les études à court terme, qui ont pour objectif de caractériser les effets sur la mortalité, portaient sur 4 espèces de poissons : le poisson arc-en-ciel (Pecilia reticulata), la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), le véron (Leuciscus idus) et le medaka (Oryzias latipes). Les résumés de ces études non publiées (1978, 1982 et 1984) sont disponibles auprès de l'ECHA (c2007-2013) et la base de données japonaise MITI (1992). Les études ont habituellement été menées selon des protocoles similaires aux directives de l'OCDE ou de l'USEPA et comprenaient les témoins appropriés. D'après ces études, on considère que la mélamine présente une faible toxicité pour les poissons exposés à court terme. Les paramètres observés étaient la CL50 sur 48 heures à 1 000 mg/L et une CSEO sur 96 heures à 3 000 mg/L pour le taux de mortalité. Bien que certains décès ont été observés chez certaines espèces testées, il a été impossible de déterminer une CL50aiguë à court terme pour la mélamine dans la plupart des études, puisque les concentrations d'essai les plus élevées utilisées dans les études étaient près de la limite de solubilité de la mélamine de 4 850 mg/L (déterminée à 25 ºC). Les observations relatives aux autres effets physiologiques n'ont pas été mentionnées dans les résumés d'études disponibles. Les paramètres déterminés pour ces études sont résumés au tableau 8-2.

Les études à long terme testant les effets de la mélamine ont été menées sur deux espèces de poissons, soit la truite arc-en-ciel (Salmo gairdneri) et le jordanelle de Floride (Jordanella floridae). Dans une étude de 1984 résumée dans l'ECHA (c2007-2013), un test semi-statique a été effectué sur une période de 28 jours pour caractériser les taux de croissance et de mortalité chez la truite arc-en-ciel juvénile (S. gairdneri) exposée à la mélamine à des concentrations variant entre 750 et 3 000 mg/L. Un taux de mortalité d'environ 30 % a été observé aux concentrations d'exposition de 3 000 mg/L, par conséquent une CL50supérieure à 3 000 mg/L a été attribuée pour le taux de mortalité, et la CSEO pour le taux de mortalité a été déterminée à 1 500 mg/L. Une perte de poids a également été observée chez les poissons à des concentrations d'exposition de 1 500 mg/L et 3 000 mg/L. Par conséquent, d'après ces résultats, la CSEO pour le taux de croissance peut être déterminée à 750 mg/L. Deux autres études à long terme menées en 1982 ont étudié les effets de l'exposition à la mélamine au cours des premiers stades du développement. Ramusino et Vailati (1982) ont déterminé les effets de la mélamine sur les taux d'éclosion et les malformations chez les embryons de truite arc-en-ciel (S. gairdneri). Les embryons ont été exposés à la mélamine à des concentrations de 125, 250, 500 et 1 000 mg/L jusqu'à l'éclosion. Aucun décès n'a été observé, cependant, une baisse de 45 % des taux d'éclosion a été observée à la plus haute concentration. Une augmentation des malformations a également été observée à toutes les concentrations, avec une augmentation marquée pouvant atteindre 90 % avec la concentration de 1 000 mg/L. Il a été noté que les analyses statistiques, qui tiendraient compte de facteurs comme la taille de l'échantillon, n'ont pas été menées et, bien que la baisse des taux d'éclosion et les malformations observées suggèrent des effets évidents, il n'est pas certain que ces observations sont la preuve de différences statistiques par rapport aux témoins. D'après les résultats de l'étude, une CSEO de 1 000 mg/L pour le taux de mortalité et une CMEO de 125 mg/L pour les malformations embryonnaires peuvent être attribuées. Les effets de la mélamine sur le développement larvaire des œufs ont aussi été étudiés chez le jordanelle de Floride (J. floridae) et les résultats de l'étude sont résumés dans l'ECHA (c2007-2013). Dans cette étude, la mélamine a été testée à cinq concentrations variant entre 100 et 1 000 mg/L pendant 35 jours. Aucun effet sur la capacité d'éclosion, l'apparence ou le taux de mortalité des larves n'a été observé. Des effets minimaux sur la croissance des larves ont été observés aux plus hautes concentrations testées, mais en général, les différences entre les poids corporels étaient négligeables (ECHA, c2007-2013). Les valeurs de la CSEO et de la CE50 pour le taux de survie, le taux de croissance et l'état ont été déterminées à 1 000 mg/L et à plus de 1 000 mg/L respectivement.

Un ajout de mélamine à l'alimentation a aussi donné lieu à de nombreuses études chez les poissons d'aquaculture (Liu et al., 2009; Janlek et al., 2009; Xue et al.2011 a, b; Phromkunthong et al., 2013). Tel qu'il est indiqué dans la discussion sur l'étude des crevettes (Lightner et al., 2009), une exposition alimentaire élevée à la mélamine n'est pas prévue dans des conditions environnementales normales, elle se produit plutôt lorsque la mélamine est ajoutée de manière délibérée à la nourriture donnée aux animaux de ferme. Des effets nocifs ont été observés, dont une efficacité réduite de l'alimentation, des modifications histopathologiques ainsi que des taux de croissance statistiquement plus bas chez tous les groupes nourris à la mélamine (Phromkunthong et al., 2013). Des effets nocifs sur le système rénal des poissons ont été observés lorsque des doses élevées de mélamine étaient ajoutées à la nourriture, particulièrement lorsqu'elle était combinée à de l'acide cyanurique. La formation de calculs rénaux et une insuffisance rénale chez la truite et le poisson-chat ont été confirmées par Reimschuessel et al. (2010b) à la suite de l'administration de mélamine suivie d'acide cyanurique à 20 mg/kg.

Les résultats des principales études menées chez les poissons sont résumés au tableau 8-2.

Tableau 8-2. Résumé des données empiriques sur les poissons concernant la mélamine
Organisme d'essaiDurée de l'essaiParamètreValeur (mg/L)Références
Medaka
(Oryzias latipes)
48 heuresCL501 000MITI, 1992
Véron
(Leuciscus idus melanotus)
48 heuresCL50supérieur(e) à 500ECHA, c2007-2013
Truite arc-en-ciel
(Oncorhynchus mykissa)
96 heuresCL50supérieur(e) à 3 000ECHA, c2007-2013
Truite arc-en-ciel
(Oncorhynchus mykissa)
96 heuresCSEO
(mortalité)
3 000ECHA, c2007-2013
Poisson arc-en-ciel
(Poecilia reticulata)
96 heuresCL50supérieur(e) à 4 400ECHA, c2007-2013
Poisson arc-en-ciel
(Poecilia reticulata)
96 heuresCL50supérieur(e) à 4 590ECHA, c2007-2013
Poisson arc-en-ciel
 (Poecilia reticulata)
96 heuresCL50supérieur(e) à 3 000ECHA, c2007-2013
Truite arc-en-ciel
(Salmo gairdneri)
28 joursCSEO
(mortalité)
1 500ECHA, c2007-2013
Truite arc-en-ciel
(Salmo gairdneri)
28 joursCL50supérieur(e) à 3 000ECHA, c2007-2013
Truite arc-en-ciel
(Salmo gairdneria)
28 joursCMEO
(croissance)
750ECHA, c2007-2013
Truite arc-en-ciel
(Salmo gairdneria)
18 à 26 joursCSEO
(mortalité)
1 000Ramusino et Vailati, 1982
Truite arc-en-ciel
(Salmo gairdneria)
18 à 26 joursCMEO
(malformations embryonnaires)
125Ramusino et Vailati, 1982
Jordanelle de Floride
(Jordanella floridae)
35 joursCSEO
(croissance, survie, état)
1 000ECHA, c2007-2013
Jordanelle de Floride
(Jordanella floridae)
35 joursCE50
(croissance, survie, état)
supérieur(e) à 1 000ECHA, c2007-2013

Abréviations : CE50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet chez 50 % des organismes d'essai; CL50, concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un décès chez 50 % des organismes d'essai; CSEO, concentration sans effet observé (concentration la plus élevée ne causant pas d'effet statistiquement significatif par rapport aux témoins dans un essai de toxicité; CMEO, concentration minimale avec effet observé (concentration la plus faible mesurée lors d'un essai de toxicité qui a un effet statistiquement significatif par comparaison avec les témoins).

a Le Salmo gairdneri, communément connu sous le nom de truite arc-en-ciel, a été reclassé dans le genre Oncorhynchus et, par conséquent, le Salmo gairdneri est actuellement appelé Oncorhynchus mykiss (Smith et Stearley, 1989). Puisque les noms latins qui sont présentés dans les publications et les sources originales sont cités, les deux noms sont mentionnés dans le tableau, c.-à-d. que Oncorhynchus mykiss et Salmo gairdneri décrivent la même espèce de poisson.

Pour le milieu aquatique, une concentration estimée sans effet (CESE) a été calculée à partir de la valeur de toxicité à court terme de 200 mg/L (à titre de valeur expérimentale valide la plus sensible) pour le cladocère (D. magna), et en divisant cette valeur par un facteur d'évaluation de 30 (pour estimer une concentration sans effet à long terme à partir d'une étude d'exposition à court terme et pour tenir compte de la variation interspécifique et intraspécifique), on obtient une valeur de 6,7 mg/L.

8.1.2 Sol

Des études limitées caractérisant les effets de la mélamine sur les organismes présents dans le sol étaient disponibles. Les études sur les plantes dont l'orge (Hordeum vulgare), le radis (Raphanus sativus), le cresson de jardin (Lepidum sativum) et le blé commun (Triticum aestivum) étaient limitées aux protocoles nécessitant l'utilisation de percolat de mélamine, et le produit Melfasik qui contient 2,8 % de mélamine a été testé sur les pois (Pisum sativum) et le haricot à filet (Phaseolus vulgaris) (ECHA, c2007-2013; OCDE, 2002). Une autre étude a examiné les taux de nitrification des micro-organismes du sol exposés à la mélamine par des perfusions dans le sol (Hauck et Stephenson, 1964). Les résultats de ces études indiquent généralement que la mélamine a une faible toxicité chez les espèces testées. Les paramètres de toxicité variaient entre une CSEO de 14 jours à 170 mg/kg déterminée pour la germination et la croissance des pois et des haricots à filet, et une CE50 de 4 jours à 1 100 mg/L pour la croissance des racines du cresson de jardin. Une description détaillée des études et des paramètres de sol est résumée par Environnement et Changement climatique Canada (2015).

En raison du manque de protocoles normatifs dans les données existantes pour le milieu du sol et de l'absence de modèles RQSA fiables, la CESE n'a pas pu être déterminée pour ce milieu. Bien qu'on puisse prévoir une certaine exposition à la mélamine dans le sol à cause de l'amendement des biosolides, il est peu probable qu'il y ait des concentrations de mélamine importantes dans les biosolides, en raison de leurs faibles valeurs de log Kco et Koe et de leur hydrosolubilité élevée.

8.1.3 Sédiments

Aucune étude traitant des effets de la mélamine sur les organismes benthiques n'a été identifiée.

8.2 Évaluation de l'exposition de l'environnement

8.2.1 Concentrations environnementales mesurées

Nous n'avons trouvé aucune donnée sur les concentrations de la mélamine dans l'environnement canadien. De plus, la mélamine ne fait pas partie de la liste des substances déclarées à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) (ECCC 2013).

À l'échelle internationale, on peut détecter des concentrations de référence de mélamine dans l'environnement à la suite de l'utilisation répandue de matières contenant cette substance (OMS, 2009). En raison de la modification des aliments pour les animaux et du commerce de nourriture international, on croit que les excréments et l'urine des animaux seraient possiblement des sources importantes d'exposition à la mélamine dans l'environnement (Qui et al., 2010). La mélamine a été mesurée dans l'eau, les sédiments et le biote au Japon et en Chine (OCDE, 2002; Qin et al., 2010) ainsi que les eaux usées et le sol en Chine (Qin et al., 2010). Les dépôts de résidus de mélamine et la clairance ont aussi été étudiés auprès du bétail (Qui et al., 2010), et ont permis de comprendre la contamination des sources alimentaires par la mélamine. Un résumé des concentrations de mélamine qui ont été détectées à l'échelle internationale est présenté ci-dessous. Les résultats détaillés sont présentés sous forme de tableau par Environnement et Changement climatique Canada (2014).

Au Japon, les niveaux de mélamine dans l'environnement et le biote ont été répertoriés de 1986 à 1994 dans le cadre de l'enquête environnementale pour la surveillance des produits chimiques menée par le ministère japonais de l'environnement (MOE) (CHRIP, c2008-; MOE, c2005). De la mélamine a été détectée dans des échantillons d'eau de surface en 1986, 1987 et 1994, et a été détectée à des concentrations variant entre 0,1 et 7,6 µg/L pendant ces années (la limite de détection déclarée était de 0,1 µg/L). Durant ces mêmes années, de la mélamine a également été échantillonnée et détectée dans les sédiments, à des concentrations variant entre 0,01 et 0,4 µg/g en poids sec (la limite de détection la plus basse déclarée était de 0,01 µg/g en poids sec). Chez les poissons sauvages, de la mélamine a été détectée à des concentrations variant entre 0,02 et 0,55 µg/g en poids sec (la limite de détection la plus basse déclarée était de 0,02 µg/g en poids sec) pour les années 1987, 1988 et 1986. En 1994, la mélamine a aussi été mesurée dans l'air et a été détectée à des concentrations variant entre 2 et 55 ng/m3 (la limite de détection la plus basse déclarée était de 2 ng/m3) (CHRIP, c2008-; MOE, c2005).

Dans une étude appuyée par le ministère de l'agriculture chinois, la présence de mélamine a été évaluée dans les cultures, le sol et l'eau, y compris les eaux de surface, les eaux souterraines et les eaux usées, pour déterminer l'ampleur de la contamination de l'environnement et des produits alimentaires par la mélamine (Qin et al., 2010). Dans cette étude, des échantillons ont été prélevés dans 21 provinces chinoises, notamment dans les cultures (maïs, fèves de soya et blé), dans le sol agricole (échantillons prélevés à au moins 150 km d'une usine de mélamine) et dans le sol à proximité d'opérations industrielles (à 100 m des opérations où la mélamine est utilisée), dans les eaux d'irrigation (échantillons prélevés dans les rivières ou les eaux souterraines), et dans les eaux usées des usines de mélamine (échantillons prélevés dans les eaux d'égout des usines de mélamine).

Les concentrations maximales de mélamine détectées dans les échantillons de sol et d'eaux usées chinois prélevés à proximité des usines de fabrication de mélamine étaient de 41,1 et 226,8 mg/kg respectivement (Qin et al., 2010). La concentration de mélamine la plus élevée mesurée dans les échantillons d'eaux d'irrigation était de 0,198 mg/L; d'autres concentrations variaient entre 21 et 100 µg/L et de nombreuses concentrations n'ont pas été détectées (la limite de détection était de 20 µg/L). Dans le sol agricole, de la mélamine a été détectée dans un seul échantillon sur les 124 échantillons testés, à une concentration de 0,176 mg/kg. L'analyse des échantillons de cultures a révélé que moins de 20 % des échantillons contenaient de la mélamine à des concentrations au-dessus de 0,1 mg/kg, trois échantillons contenaient plus de 1 mg/kg de mélamine et la concentration maxima le de mélamine, soit à 2,05 mg/kg, a été détectée dans un échantillon de blé. La source des niveaux observés de mélamine a été attribuée à la présence générale de mélamine dans l'environnement et à la présence de résidus de mélamine découlant de l'utilisation légitime de pesticides à base de triazine (comme la cyromazine) et d'engrais à base de mélamine (Qin et al., 2010).

8.2.2 Scénarios d'exposition et concentrations environnementales estimées

Aucune donnée sur les concentrations mesurées dans l'environnement (dans l'eau, les sols ou les sédiments) de la mélamine n'a été relevée. Par conséquent, les concentrations environnementales ont donc été évaluées sur la base des renseignements disponibles, y compris les quantités utilisées de la substance, les estimations relatives aux taux de rejets et les caractéristiques du milieu récepteur.

La mélamine est un produit chimique stable caractérisé par un potentiel de biodégradation lent dans l'environnement, un faible potentiel de bioaccumulation et un faible potentiel de toxicité pour les organismes aquatiques et du sol. La mélamine est utilisée en grandes quantités au Canada et partout dans le monde. Son potentiel de rejet dans l'environnement canadien à la suite d'opérations industrielles ne devrait pas être principalement dans l'eau.

La caractérisation de l'exposition est axée sur les scénarios qui représentent les potentiels les plus élevés d'expositions et de rejets dans l'environnement. En général, l'ampleur des rejets est directement liée à la quantité d'une substance fabriquée ou utilisée, ainsi qu'à ses facteurs d'émission applicables. Pour analyser l'exposition environnementale à la mélamine au Canada, les données de l'enquête de 2011 en vertu de l'article 71, les renseignements obtenus auprès des intervenants volontaires (ECCC 2013-2014), ainsi que les renseignements provenant de la Base de données sur le Commerce international canadien de marchandises (Statistique Canada, 2014) ont été considérés.

Plusieurs compagnies déclarent importer de la mélamine comme substance pure pour être utilisée dans des procédés industriels de création de produits comme des résines de mélamine-formaldéhyde, des plastifiants et des produits aux propriétés ignifuges, ainsi que l'importation de mélamine déjà intégrée dans des produits et des articles fabriqués (ECCC 2013-2014). Pour les utilisations industrielles, la mélamine est considérée comme étant chimiquement liée au produit fini. Bien que quelques rejets de mélamine par lixiviation (entre autres du plastique) ont été repérés, ils sont limités aux rejets provenant de la vaisselle et des ustensiles de cuisine en mélamine, et ils se produisent uniquement lorsque ces articles sont en contact avec des matrices chaudes ou tièdes comme des aliments ou l'eau (Wu et al., 2013; Commission européenne, 2011). En ce concerne l'exposition environnementale, l'utilisation de mélamine dans les produits de consommation et commerciaux ne devrait pas conduire à d'importantes émissions dans l'environnement en raison de la très faible envergure et de la nature dispersée des émissions provoquées.

De plus, il est peu probable que l'amendement des biosolides sur les terres agricoles soit une voie d'exposition importante à la mélamine pour les organismes du sol. En raison de son hydrosolubilité élevée et de sa faible valeur du Log Koe, la mélamine demeurera dans l'eau et ne s'associera pas aux biosolides.

Les estimations quantitatives des concentrations de mélamine dans les eaux de surface découlant de la fabrication de résines et du mélange destiné à fabriquer des produits aux propriétés ignifuges sont considérées dans la présente évaluation.

Ces concentrations sont fondées sur les renseignements disponibles à propos des quantités de mélamine, des facteurs d'émission propres au secteur, des caractéristiques des systèmes de traitement des eaux usées et des caractéristiques de l'environnement récepteur.

8.2.3 Scénarios d'exposition découlant des rejets industriels dans le milieu aquatique

Pour estimer le potentiel de rejets dans l'eau découlant de l'utilisation industrielle  de la mélamine dans sa forme chimique pure des scénarios prudents ont été élaborés dans plusieurs installations industrielles. Ces scénarios ont été élaborés en appliquant les quantités utilisées en 2011 selon les déclarations (ECCC 2013-2014), tout en tenant compte des caractéristiques des plans d'eau récepteurs, du traitement des eaux usées et des activités industrielles sur chaque site. Afin de mieux caractériser l'exposition provoquée par les multiples sites industriels qui utilisent la mélamine pour fabriquer de la résine de mélamine-formaldéhyde et des composés de mélamine, une série de situations pouvant survenir au Canada est présentée dans le Scénario 1. Un deuxième scénario, le Scénario 2, est présenté pour les situations où la mélamine est intégrée à un produit aux propriétés ignifuges.

Une exposition aquatique à la mélamine pourrait avoir lieu si cette substance était rejetée au cours des activités industrielles vers un système d'assainissement qui rejette ses effluents dans un plan d'eau de surface récepteur. La concentration de la substance dans les eaux réceptrices près du point de rejet de système d'assainissement est utilisée comme concentration environnementale estimée (CEE) dans l'évaluation du risque que pose la substance en milieu aquatique. On peut la calculer à l'aide de l'équation suivante :

Ceau–ind = [1 000 × Q × L × (1 – R)] / N × F × D

où :

Ceau-ind :
concentration en milieu aquatique due aux rejets industriels, en mg/L
Q :
quantité de substance totale utilisée chaque année sur un site industriel, en kg/an
L :
pertes dans les eaux usées, fraction
R :
taux d'élimination du système de traitement des eaux usées, fraction
N :
nombre de jours de rejets annuels, en jour/an
F :
débit de l'effluent du système d'assainissement des eaux usées, en m3 par jour
D :
facteur de dilution dans l'eau réceptrice, sans dimension

Le tableau 8-3 présente les données sur la mélamine utilisées pour estimer les concentrations de la substance dans le milieu aquatique près des points de rejet industriels. Il convient de noter que l'hypothèse des pertes dans l'eau, bien qu'elle soit fondée sur des données empiriques, est considérée comme conservatrice pour ces pratiques industrielles particulières.

Tableau 8-3. Résumé des valeurs d'entrée utilisées pour estimer les concentrations aquatiques découlant des rejets industriels de la mélamine
IntrantScénario 1Scénario 2Justification et références
Quantité (kg/site)10 000 à 10 000 00010 000 à 100 000Quantité de mélamine déclarée sur chaque site au Canada pour l'année 2011 (ECCC 2013-2014)
Pertes dans les eaux usées (%)0,61OCDE, 2002 (Scénarios 1);
Hypothèse normative d'Environnement Canada pour les procédés de mélange (Scénario 2)
Efficacité d'élimination du système de traitement des eaux usées (%)0,3 - 2,12,1STP-EX, 2008 (estimée pour un traitement secondaire)
Nombre de jours de rejets annuels (jours)250 - 350250Base de données de l'Inventaire national des rejets de polluants pour les années 1992 à 2013 (version du 11 octobre 2013) (ECCC 2013) (Scénarios 1);
Hypothèse normative d'Environnement Canada (Scénario 2)
Débit de l'effluent du système d'assainissement des eaux usées, en m3 par jour2 652 - 25 426045 942Données sur les usines de traitement des eaux usées propres à un site
Facteur de dilution (-)1010Débit de l'usine de traitement des eaux usées propre au site/débit de l'environnement récepteur Lorsque le facteur de dilution était supérieur à 10, une valeur maximale par défaut de 10 a été utilisée.

D'après les hypothèses mentionnées ci-haut, ces scénarios ont généré des concentrations environnementales estimées (CEE) de 3 × 10-3 mg/L à 1,8 mg/L pour le scénario 1, et de 8 × 10-3 mg/L pour le scénario 2. On note que le pourcentage de perte de 0,6 % dans les eaux usées compris dans le calcul est fondé sur les données empiriques d'installations qui fabriquent et mélangent de la mélamine (OCDE, 2002). Puisque la mélamine n'est pas produite au Canada, cette évaluation des rejets de mélamine est très conservatrice et peut contribuer à une surestimation des risques.

8.3 Caractérisation des risques pour l'environnement

De nombreux éléments de preuve ont été considérés dans la caractérisation des risques que la mélamine présente pour l'environnement, dont les données expérimentales fiables sur la toxicologie, les quantités utilisées connues, les profils d'utilisation et de rejet au Canada, et les concentrations estimées dans l'environnement en fonction des scénarios d'exposition industrielle. Cette information laisse entendre que le risque d'effets nocifs pour les organismes et l'intégrité générale de l'environnement au Canada découlant de la mélamine est faible.

8.4 Analyse des quotients de risque

Une analyse du quotient de risque qui intégrait des estimations prudentes de l'exposition avec les renseignements sur la toxicité a été menée pour le milieu aquatique. Les scénarios pour le milieu aquatique ont généré des concentrations environnementales estimées (CEE) de 3 × 10-3 mg/L à 1,8 mg/L et de 8 × 10-3 mg/L pour les scénarios 1 et 2 respectivement. Pour les deux scénarios sur le milieu aquatique, une concentration estimée sans effet (CESE) de 6,7 mg/L a été déterminée à partir de la valeur de toxicité aiguë de 200 mg/L pour les daphnies et en appliquant un facteur d'évaluation de 30. Les quotients de risque obtenus (CEE/CESE) variaient entre 0,001 et 0,27 pour le scénario 1. Il est noté que les quotients de risque obtenus pour le scénario 1, soit 0,001 et 0,27, sont les quotients de risque les plus bas et les plus élevés calculés pour les installations industrielles qui utilisent la mélamine, par conséquent, ils représentent une plage des valeurs de quotients de risque rencontrées pour cette utilisation très fréquente de la mélamine au Canada. Le quotient de risque pour le scénario 2 était de 0,001. Le tableau 8-4 fournit un résumé de ces renseignements. Les résultats indiquent qu'il est peu probable que les rejets de mélamine de ces scénarios conservateurs nuisent aux organismes aquatiques.

Tableau 8-4. Résumé des quotients de risque obtenus les scénarios d'exposition aquatique pour la mélamine
MilieuScénarioCESECEEQR
EauScénario 1 :
Rejets industriels dans l'eau découlant de l'utilisation de mélamines sous sa forme chimique pure
6,7 mg/L3 × 10-3- 1,8 mg/L0,001 - 0,27
EauScénario 2 :
Rejets industriels découlant du mélange de la mélamine à un produit ignifuge
6,7 mg/L8 × 10-3 mg/L0,001

8.4.1 Examen des éléments de preuve et conclusion

La mélamine devrait être persistante dans l'eau, le sol et les sédiments, et devrait aussi avoir un faible potentiel de bioaccumulation. Il a aussi été démontré qu'elle présentait un potentiel faible à modéré de toxicité pour les organismes aquatiques. Les volumes élevés d'importation de mélamine au Canada et les renseignements relatifs à ses utilisations indiquent un risque de rejet généralisé dans l'environnement au Canada. Une fois rejetée dans l'environnement, la mélamine devrait principalement se répartir dans l'eau. Les concentrations environnementales estimées (CEE) découlant des utilisations industrielles de mélamine ont été calculées d'après des scénarios industriels. Les valeurs des CEE ainsi que la toxicité de la mélamine pour les organismes aquatiques, son potentiel de bioaccumulation et sa longue durée de résidence dans le milieu aquatique sont les fondements de l'évaluation du risque d'effets nocifs sur l'environnement. Ces renseignements indiquent que la mélamine n'est pas nocive pour l'environnement canadien aux quantités utilisées déclarées pour 2011.

8.4.2 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Les hypothèses utilisées présentent des incertitudes qui peuvent avoir découlé de la surestimation des quotients de risque calculés pour les principales utilisations industrielles de la mélamine. En particulier, l'hypothèse prudente de la perte de substance de 0,6 % dans le milieu environnemental, qui est fondée sur les données empiriques des installations qui fabriquent et mélangent la mélamine, peut avoir mené à une surestimation des risques. La mélamine n'est pas fabriquée au Canada. L'absence de données de surveillance au Canada ne permet pas de dresser une comparaison directe des CEE pour vérifier si elles ont été surestimées ou sous-estimées. Les CEE dans l'eau pour la mélamine ont été déterminées entre 8 × 10-3 et 1,6 mg/L. Les concentrations mesurées de mélamine dans les eaux de surface des rivières japonaises se situaient entre 1 × 10-4 et 7,6 × 10-3 mg/L, et jusqu'à 1,98 × 10-1 mg/L dans les rivières de la Chine qui reçoivent des eaux d'irrigation. Par conséquent, en comparaison avec les très peu nombreuses données mesurées, les CEE déterminées sont probablement conservatrices.

Bien que la mélamine ne devrait pas s'associer aux boues activées, il est possible qu'une certaine quantité de mélamine soit repérée dans les biosolides. Ce procédé est probablement inefficace, tel que l'indiquent les propriétés physiques et chimiques de la mélamine, y compris son hydrosolubilité élevée et son faible coefficient de partage carbone organique-eau dans le sol.

Les données empiriques existantes limitées sur les effets de la mélamine sur les organismes du sol et l'absence de modèles RQSA fiables pour le milieu du sol empêchent de calculer une valeur de CESE fiable. Le scénario pour le sol a donc été abandonné puisque trop d'incertitudes étaient liées aux renseignements clés nécessaires pour son élaboration. Toutefois, en raison de la faible toxicité observée chez les organismes du sol et des concentrations de mélamine associées aux biosolides qui sont probablement faibles, le potentiel de risque de cette voie d'exposition pour les organismes du sol n'est pas considérable.

Il y a également des incertitudes concernant les effets environnementaux découlant des rejets potentiels de mélamine présente dans les ignifugeants à base de mélamine, comme le cyanurate de mélamine (n° CAS 37640-57-6), le phosphate de mélamine (n° CAS 20208-95-1), et le polyphosphate de mélamine (n° CAS 218768-84-4). Ces substances ne font pas partie de la Liste intérieure des substances, et ne sont pas assujetties à la catégorisation en vertu du paragraphe 73(1) de la LCPE. La caractérisation des effets et des risques écologiques potentiels causés par la mélamine contenue dans les substances ignifugeantes à base de mélamine n'a pas été traitée dans la présente évaluation préalable.

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9. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

9.1 Évaluation de l'exposition

Le potentiel d'exposition à la mélamine par le milieu environnemental (l'eau potable, l'air, le sol et la poussière), les aliments, la vaisselle contenant de la mélamine et les produits de consommation est discuté dans la présente section, ainsi que les estimations de l'exposition fondées sur les données de biosurveillance.

9.1.1 Milieux naturels et aliments

9.1.1.1 Air

On n'a répertorié aucune donnée sur les concentrations de mélamine dans l'air ambiant ou l'air intérieur résidentiel.

9.1.1.2 Poussière

On n'a répertorié aucune donnée sur les concentrations de mélamine dans la poussière.

9.1.1.3 Sol

On n'a répertorié aucune donnée sur les concentrations de mélamine dans le sol en Amérique du Nord et aucune concentration environnementale estimée (CEE) dans le sol n'a été déterminée [voir la section 8.2]. En Chine, les sols ont été testés à une distance de 100 m et d'environ 150 km des usines de fabrication de mélamine. À 100 m, les concentrations de mélamine dans le sol variaient de 0 à 41,1 mg/kg. À environ 150 km, les concentrations dans les sols agricoles variaient entre 0 et 0,176 mg/kg (Qin et al., 2010) [aussi discuté à la section 8.2.1]. Les concentrations mesurées à plus de 150 km d'une usine de fabrication de mélamine seraient plus représentatives des concentrations dans le sol auxquelles la population générale du Canada serait normalement exposée. La concentration maximale mesurée dans le sol agricole à 150 km d'une usine de fabrication de mélamine en Chine a été utilisée dans une estimation déterministe de l'absorption quotidienne.

L'estimation déterministe de l'absorption quotidienne fondée sur l'exposition à la mélamine par le sol est négligeable pour tous les groupes d'âge.

9.1.1.4 Eau

Les données canadiennes sur l'occurrence de la mélamine dans l'eau potable ou l'eau de surface n'étaient pas disponibles. Les seuls résultats pour les concentrations de mélamine dans l'eau potable ont été trouvés dans un rapport du groupe d'experts de l'Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA, 2010). Le rapport de l'EFSA indique que les données ont été fournies par les membres de l'industrie provenant de diverses régions dans le monde (n = 20 échantillons d'eau du robinet) qui ont déclaré des concentrations de mélamine variant de 10 à 200 µg/kg (avec une moyenne de 50 µg/kg). Les résultats propres à chaque échantillon n'ont pas été déclarés et aucune donnée n'indiquait combien d'échantillons présentaient des concentrations de mélamine en dessous de la limite de détection (LD).

En raison du manque de données canadiennes concernant cette source potentielle, les données de l'EFSA ont été utilisées pour la caractérisation de l'exposition à la mélamine par l'eau potable. Les absorptions estimées étaient de 5,3 et 21 µg/kg par jour pour les nourrissons de 0 à 6 mois (groupe le plus exposé) pour la tendance centrale et les concentrations de limite supérieure respectivement (voir l'annexe B).

9.1.1.5 Aliments

Tel qu'il est expliqué à la section 5 – Utilisations, la mélamine n'est pas un additif alimentaire approuvé en vertu de la Loi sur les aliments et drogues, mais on peut en trouver dans les emballages alimentaires au Canada. Aux États-Unis, la mélamine est un additif alimentaire indirect utilisé dans la synthèse des résines mélamine-formaldéhydes destinées au traitement et à l'emballage alimentaires.

Diverses études internationales ont étudié la migration de la mélamine (contenue dans le revêtement des boîtes de conserve et dans les couvercles de pots en verre) dans les aliments et les boissons. Au Royaume-Uni, Bradley et al. (2011) ont testé la migration des résines à base de mélamine-formaldéhyde et d'analogues (mélamine méthylique) utilisées pour réticuler les revêtements intérieurs des boîtes de conserve et les couvercles métalliques des pots en verre. Sur les 13 revêtements testés, les vitesses de migration variaient de inférieur(e) à 1,5 à 332 µg/kg selon les conditions utilisées (p. ex. matrice des fluides, variations de température). À l'aide des mêmes conditions expérimentales, six laboratoires européens différents ont observé les mêmes vitesses de migration, soit de 1,5 à 327 µg/kg (EFSA, 2010). Bradley et al. (2011) ont également testé la migration de la mélamine dans trois types d'aliments différents (les types d'aliments variaient selon l'acidité, la teneur en matières grasses et la présence de viande ou de poisson), dans diverses conditions, et les vitesses de migration variaient de inférieur(e) à 23 µg/kg à 220 µg/kg. Les données mentionnées ci-haut indiquent que la mélamine peut migrer des emballages alimentaires aux aliments, et que les concentrations augmenteront si les aliments sont chauffés.

La mélamine a été mesurée dans de nombreux aliments de nombreux pays, principalement à la suite de la détection de préparation pour nourrissons modifiée par la mélamine et de la déclaration d'incidents liés aux aliments pour les animaux en Chine et en Amérique du Nord respectivement (OMS, 2009; Hilts et Pelletier, 2009; Dorne et al., 2013).

Au Canada, les enquêtes visant à mesurer les niveaux de mélamine dans les aliments ont été menées par l'Agence canadienne d'inspection des aliments (ACIA) de 2008 à 2012, principalement pour détecter les concentrations élevées causées par l'altération et pour assurer le respect des niveaux provisoires maximaux de Santé Canada pour la mélamine dans les aliments. À ce titre, la sélection des échantillons a été biaisée et la méthodologie a donné des limites de détection relativement élevées. Les données de ces enquêtes n'ont pas été utilisées dans la présente évaluation.

En plus des activités de conformité menées par l'ACIA en matière d'aliments qui ont été mentionnées ci-haut, Santé Canada a effectué des recherches pour mesurer les niveaux de fond de mélamine dans les aliments et, à cet effet, a analysé 94 échantillons de diverses préparations pour nourrissons vendues au Canada (analysées dans le formulaire « tel qu'acheté »), 246 échantillons de produits laitiers et de produits de remplacement de produits laitiers à base de soja achetés dans des commerces canadiens de vente au détail, ainsi que 378 échantillons de produits contenant des œufs, de succédanés de viande à base de soja, de produits de poissons et de crevettes, et de produits du règne végétal (Tittlemier et al., 2009, 2010a, 2010b). Les enquêtes de Santé Canada étaient axées sur les aliments ayant la plus grande probabilité de contenir des niveaux résiduels de mélamine. Par exemple, des produits laitiers et d'autres produits contenant du lait, des produits du règne végétalNote de bas de page2, ainsi que des aliments de la merNote de bas de page 3.

L'exposition alimentaire totale à la mélamine a été estimée à l'aide des données de concentration moyenne de mélamine pour chaque type d'aliment échantillonné par Santé Canada, et l'exposition à la mélamine a été estimée selon une approche semi-probabilisteNote de bas de page 4. Les estimations d'exposition moyenne et au 95e centile pour les différents groupes d'âge sont indiquées au tableau 9-1 (voir l'annexe C pour les niveaux de concentration de mélamine et la méthodologie d'évaluation de l'exposition)Note de bas de page 5.

Tableau 9-1. Absorption alimentaire de mélamine estimée (en µg/kg de poids corporel par jour) pour différents groupes d'âge au Canada
Groupe d'âge (ans)aMoyenne95e centile
inférieur(e) à 10,7151,686
1 à 40,4641,200
5 à 110,3161,155
12 à 190,2150,731
20 +0,2090,803

a Les hommes et les femmes sont inclus dans chaque groupe d'âge.

Ensemble, le chocolat et le café au lait comptent pour près de 60 % de l'exposition alimentaire à la mélamine estimée pour la population générale. La contribution élevée du chocolat découle d'un échantillon qui avait une concentration élevée de mélamine, augmentant ainsi de façon significative le niveau de mélamine moyen utilisé pour représenter tout le chocolat (soit 667,2 ug/kg)Note de bas de page6.

Il convient de noter que les concentrations de mélamine découlant de la migration à partir des emballages alimentaires (inférieur(e) à 1,5 à 332 µg/kg) déclarées dans les études européennes mentionnées ci-dessus correspondent à la moyenne des valeurs déclarées dans les études de surveillance alimentaires canadiennes (annexe C, plage : inférieur(e) à 4 à 667 µg/kg).

9.1.1.6 Lait maternel

Yurdakok et al. (2014, 2015) ont mesuré la mélamine dans le lait maternel de 77 mères allaitantes en santé à Ankara, en Turquie, de juin à septembre 2010 (les bébés étaient âgés de 3 à 10 jours). Les échantillons de lait maternel (10 mL) de chaque mère ont été analysés par CLHR, selon une LD et une LQ de 10,6 et 41,6 µg/L respectivement. De la mélamine a été détectée dans 16 échantillons sur 77 (20,8 %), à des concentrations variant entre 10,1 et 76,4 µg/L (moyenne de 27,1 µg/L). L'indice de masse corporelle n'a pas été pris en compte sur la répartition des concentrations de mélamine (les mères étaient divisées selon leur poids : poids normal, embonpoint et obésité).

Puisqu'aucune donnée canadienne n'a été répertoriée concernant la présence de mélamine dans le lait maternel, les données turques ont été utilisées pour la caractérisation de l'exposition. Les estimations d'absorption quotidienne découlant de la présence de mélamine dans le lait maternel sont de 2,7 et 7,6 µg/kg par jour pour les concentrations moyenne et maximale respectivement.

9.1.2 Migration à partir du plastique « melaware »

La mélamine réagit avec le formaldéhyde pour produire un plastique thermodurci appelé « mélamine » ou « melaware » (en anglais) qui peut être utilisé dans la vaisselle ou les ustensiles de cuisine.

Des études portant sur la migration de la mélamine dans les aliments, l'eau et d'autres boissons à partir de la vaisselle faite en melaware ont été répertoriées. Dans une étude danoise, les concentrations de mélamine migrant dans l'eau à partir d'assiettes neuves faites en melaware (n = 6) et de tasses usagées faites en melaware (n = 11) variaient entre inférieur(e) à 1 500 et 2 940 µg/L à des températures de 20 à 95 °C (Lund et Petersen, 2006). Bradley et al. (2010) ont également analysé la migration des articles en melaware (bols, tasses, etc.) achetées en 2010 dans des magasins de vente au détail d'Allemagne, des Pays-Bas et du Royaume-Uni. Les concentrations de mélamine migrant dans les divers types d'aliments et liquides (sauces tomate, eau, boissons, etc.) variaient entre une concentration inférieure à la limite de détection jusqu'à 4 194 µg/kg. Les conditions expérimentales ont également été variées, c.-à-d. que les échantillons ont été chauffés à des températures variant entre 40 et 100 °C, ou qu'ils ont été mis à la chaleur ou dans le four à micro-ondes.

Dans une étude taïwanaise (Chien et al., 2011), les concentrations de mélamine dans un simulant alimentaire (acide acétique à 3 % ou eau distillée) mesurées dans des échantillons provenant de 25 tasses en melawarevariaient entre 30 µg/L (à 20 °C) et 19 030 µg/L (à 90 °C), et la migration était nettement supérieure dans l'acide acétique à 3 % (par rapport à l'eau distillée).

Dans une étude malaisienne, les concentrations de mélamine dans l'acide acétique à 3 % ou dans l'eau distillée mesurées dans des échantillons provenant de 246 articles de cuisine en melaware variaient entre 1,31 à 140 µg/L à 25 °C, et 4,05 à 509 µg/L à 100 °C (Chik et al., 2010). De plus, les concentrations moyennes répertoriées de mélamine migrant dans l'eau ou d'autres boissons à partir de vaisselle en melaware à température ambiante variaient entre 22 et 30 µg/L (Chik et al., 2010; Chien et al., 2011). Ces concentrations correspondent à la plage de concentrations utilisées pour les boissons dans l'évaluation de l'absorption quotidienne et étaient également inférieures à la concentration moyenne trouvée dans l'eau potable de 50 µg/kg déclarée par l'EFSA (2010).

Selon les études menées sur les aliments et les boissons mentionnées ci-dessus, les concentrations mesurées dans les aliments chauffés (100 °C) dans la vaisselle en melaware semblent être considérablement supérieures aux concentrations mesurées dans les aliments laissés à température ambiante. L'EFSA (2010) a étudié la migration de la mélamine dans les aliments et l'eau à partir de vaisselle en melaware, et a déclaré certaines des mêmes données que celles citées ci-dessus, ainsi que d'autres données fournies par les pays européens (comme la Finlande, la Chypre, les Pays-Bas). L'EFSA a conclu que la migration de mélamine à partir de vaisselle en melaware est caractérisée par une variabilité élevée, selon divers facteurs comme le procédé de fabrication, les altérations à la surface causées par l'usure, le temps, la température et les conditions d'utilisation, ainsi que les caractéristiques des aliments (acides, aqueux, gras, secs). Par conséquent, une plus grande quantité de résidus de mélamine peut migrer dans les aliments.

L'EFSA a estimé l'exposition à la mélamine par la migration selon des « valeurs de migration typique et élevée » pour les différentes catégories d'aliments. Les deux types de valeurs ont été jugées conservatricesNote de bas de page7. Les concentrations de mélamine dans chaque type d'aliments après la migration à partir d'un article contenant de la mélamine estimées par l'EFSA sont indiquées au tableau 9-2.

Tableau 9-2. Concentrations de mélamine estimées (en mg/kg) par migration à partir de vaisselle en melaware, pour chaque type d'aliment (tel qu'il est déterminé par l'EFSA, 2010)
Type d'alimentValeur typiqueValeur élevée
Aliments acides1,05,0
Aliments aqueux0,63,0
Aliments gras0,21,0
Aliments secs0,050,05

L'exposition à la mélamine découlant de l'utilisation de vaisselle en melaware a été estimée selon des hypothèses conservatrices, soit en supposant que tous les aliments et boissons entrent en contact avec la vaisselle en melaware. Les plus hauts niveaux de migration typique calculés par l'EFSA (aliments acides et aqueux) ont été utilisés pour estimer l'exposition découlant de cette source (voir le tableau 9-2). Bien qu'aucune étude portant sur la migration n'ait été répertoriée au Canada pour la vaisselle contenant de la mélamine, on suppose que les conditions et les résultats concernant la migration de mélamine découlant de cette vaisselle seraient semblables aux données produites ailleurs. Enfin, les estimations d'exposition pour les différents groupes d'âge ont été calculées selon une consommation alimentaire quotidienne estimée par l'EFSA (2006) (voir le tableau 9-3).

Tableau 9-3. Identification des groupes d'âge ayant le plus haut potentiel d'exposition à la mélamine découlant de l'utilisation de vaisselle en melaware
Groupe d'âgeConsommation d'après le type d'aliment
(kg)a
Poids corporel
(kg)b
Exposition
(μg/kg poids corporel)c,d
Nourrisson âgé de 6 mois (non nourri à la préparation pour nourrissons)Aliments et boissons pour bébés et préparation pour nourrissons en poudre commerciaux = 0,57,540
Enfant âgé de 1,5 anBoissons = 1,33
Aliments solides = 0,67
15,5112
AdulteBoissons = 2
Aliments solides = 1
7037

a Le scénario de consommation considéré a été tiré de l'EFSA (2006). Les valeurs considérées pour le nourrisson de 6 mois sont celles du 95e centile de consommation d'aliments et de boissons pour bébés ainsi que de préparations pour nourrissons en poudre du commerce observées chez les nourrissons de 6 mois dans l'étude DONALD (Dortmund Nutritional and Anthropometrical Longitudinally Designed) [0,5 kg] (Kersting et al., 1998). Pour les enfants âgés de 1 an et demi, une consommation quotidienne de 1,33 kg de boissons et de 0,67 kg d'aliments solides a été considérée (CEC, 1993). Pour les adultes, une consommation quotidienne de 1 kg d'aliments solides et de 2 kg de boissons a été considérée.

b Poids des nourrissons : 7,5 kg; poids des enfants : 15,5 kg et poids des adultes : 70 kg (Santé Canada, 1998).

c Exposition découlant du melaware au plus haut niveau de migration typique observé pour les aliments acides (1 mg/kg) et les aliments aqueux (0,6 mg/kg) calculée par l'EFSA (2010). Pour les nourrissons de 0 à 6 mois, la vitesse de migration des aliments acides de 1 mg/kg a été utilisée pour les calculs d'absorption des aliments et boissons pour bébés et de la préparation pour nourrissons. Pour les enfants d'un an et demi et les adultes, la vitesse de migration des aliments acides de 1 mg/kg a été utilisée pour les calculs d'absorption des boissons, et la vitesse de migration des aliments aqueux de 0,6 mg/kg a été utilisée pour les calculs d'absorption des aliments solides.

d Exposition = (Migration des articles en melaware dans les aliments (mg/kg) x consommation du type d'aliment) / poids corporel.

9.1.3 Produits de consommation

Tel qu'il est indiqué à la section 5, la mélamine est utilisée dans divers types de produits au Canada. Des exemples de ces produits comprennent les peintures, les enduits, les scellants, la mousse utilisée dans les sièges, les dossiers et les matelas, le papier et les tablettes de mélamine thermofusionnés, les tableaux blancs et les panneaux de flocons, l'encre pour jet d'encre, la vaisselle et les ustensiles de cuisine enduits de mélamine, etc.

En raison de facteurs comme le contact limité avec la peau, l'utilisation commerciale et industrielle, et les faibles concentrations en mélamine, l'exposition aux papiers et tablettes, aux tableaux blancs et aux panneaux de flocons, ainsi qu'à l'encre pour jet d'encre n'a pas été évaluée puisque l'exposition devrait être faible, particulièrement en comparaison avec d'autres scénarios présentés ci-dessus. De plus, le potentiel d'exposition à la mélamine par la vaisselle est abordé dans la section précédente.

Articles de bricolage (peintures, scellants, enduits) :

Les fiches signalétiques (FS) des produits de peinture vendus au Canada qui contiennent de la mélamine indiquent que la concentration maximale dans les peintures à l'eau est de 13 % (Benjamin Moore & Co., 2011, 2013). Des fiches signalétiques étaient aussi disponibles pour les scellants vendus au Canada pour les utilisations mécanique, électrique et de plomberie qui contiennent de la mélamine. La concentration maximale indiquée était de 60 %. Bien que les fiches signalétiques indiquent que le produit est destiné à une utilisation industrielle et professionnelle uniquement, ces produits sont vendus au grand public dans les magasins de vente au détail.

Les expositions par inhalation et cutanée selon une utilisation « par événement » ont été considérées pour les utilisateurs d'équipement de peinture en aérosol sans air comprimé, les utilisateurs de brosses et de rouleaux à peinture ainsi que les utilisateurs de scellants et de produits de calfeutrage intérieurs. Toutefois, les preuves disponibles suivantes pour la mélamine ont été prises en compte :

  1. En raison de la pression de vapeur négligeable associée à la mélamine, l'exposition par inhalation découlant de l'utilisation de brosses et de rouleaux à peinture est considérée négligeable. De plus, l'inhalation découlant de l'utilisation de peinture en aérosol sans air comprimé serait également négligeable puisqu'il est peu probable que cette utilisation produise des gouttelettes pouvant être aspirées par le système respiratoire (le diamètre de la majorité des gouttelettes serait supérieur à 15 µm).
  2. Dans des études menées sur des animaux de laboratoire, l'administration cutanée aiguë de la mélamine ne produit pas de réaction (Fassett et Roudabush, 1963; Rijcken, 1995; Vernon et al., 1990) et l'administration de composés de structure similaire se traduit par une absorption cutanée maximale chez seulement 10 à 16 % des humains (Ademola et al., 1993; Baynes et al., 2005).
  3. La toxicité cutanée aiguë et la toxicité orale aiguë de la mélamine sont faibles comparativement aux valeurs de DL50 déclarées supérieures à 1 000 mg/kg de poids corporel chez les animaux de laboratoire (OCDE, 2002; USNTP, 1983; Vernon et al., 1990). La toxicité par inhalation aiguë est également faible comparativement aux valeurs de CL50 déclarées supérieures à 3 200 mg/m3 chez les rats (BASF, 1969a; Muijser, 1999; Ubaidullajev et al., 1993).

D'après les facteurs ci-dessus, il a été déterminé qu'une seule exposition à la mélamine cutanée et par inhalation découlant de l'utilisation de peinture en aérosol sans air comprimé, de brosses et de rouleaux à peinture ainsi que de scellants et de produits de calfeutrage intérieurs représentait un risque de faible à négligeable pour la population générale du Canada.

Produits en mousse (sièges, matelas, etc.) :

Tel qu'il est indiqué à la section « Utilisations », on trouve aussi de la mélamine dans les sièges et les matelas en mousse au Canada. Les concentrations de mélamine déclarées dans ce type de mousse sont de 29 % maximum (ECCC 2013-2014). La CPSC des États-Unis (2005) a analysé 6 types de mousse de meuble et les concentrations de mélamine observées variaient de 0 à 34 % p/p (LD = 0,005 % p/p). Ces données concordent avec les concentrations de mélamine déclarées pour les articles et les matelas en mousse au Canada.

Puisque la mélamine est un additif ignifugeant et peut migrer d'une matrice, l'exposition cutanée peut se produire si la peau entre en contact avec des meubles ou des matelas en mousse traitée à la mélamine. Cette migration peut être véhiculée par la sueur puisque la mélamine a une hydrosolubilité élevée. Aucune donnée sur la migration de la mélamine n'a été répertoriée. Une vitesse de migration pour la mélamine a plutôt été extrapolée à partir des vitesses de migration associées à l'hydrosolubilité d'autres ignifugeants, par exemple celles déclarées dans les évaluations préalables pour le TDCPP (n° CAS 13674-87-8) et le TBB (n° CAS 183658-27-7), tel qu'il est indiqué au tableau 9-4. La CPSC des États-Unis (2006) a utilisé les vitesses de migration du TDCPP et du TBB pour estimer le potentiel d'exposition cutanée d'après les études sur l'exposition découlant des matériaux de rembourrage de matelas.

Tableau 9-4. Extrapolation des vitesses de migration de la mélamine à partir de la mousse recouverte
ParamètreTDCPPTBBMélamine
Hydrosolubilité (mg/L)18,10,002823 230
Vitesse de migration à partir de la mousse recouverte (mg/cm2/h)a0,00005620,00001960,00648b

a Cette vitesse maximale mesurée pour la mousse recouverte de plus de 6 heures a été convertie à une vitesse horaire d'après le tableau 2 de la CPSC, 2005 (section par Cobb et Bhooshan : mg dans le papier filtre/cm2 de papier filtre/6 heures).

b Calculé après avoir tiré une ligne droite entre les taux d'hydrosolubilité et les vitesses de migration pour le TDCPP et le TBB avec l'équation y = (2E-06 × hydrosolubilité) + 2E-05.

D'après ce tableau, une vitesse de migration de 0,0065 mg/cm2/h a été calculée pour la mélamine. À l'aide de cette vitesse de migration, les niveaux d'absorption par exposition cutanée ont été estimés pour les enfants et les adultes qui ont un contact direct avec des matelas contenant de la mousse, à titre de scénario représentatif du potentiel d'exposition par les meubles contenant de la mousse. Ce scénario est considéré représentatif du potentiel d'exposition par l'enduction d'envers textile dans les meubles. Tel qu'il est illustré à l'annexe D, les estimations d'exposition cutanée à la mélamine par un contact cutané avec des matelas en mousse étaient de 0,05 et 0,18 mg/kg poids corporel par jour pour les adultes et les nourrissons respectivement. Enfin, en raison de la pression de vapeur négligeable de la mélamine, l'exposition par inhalation à la mélamine contenue dans les meubles et les matelas en mousse devrait être négligeable.

Selon les propriétés de la mélamine (additif ignifugeant, hydrosolubilité élevée), il est probable que les enfants y soient exposés en mâchonnant un objet en mousse. Bien que les données sur la concentration de mélamine des produits en mousse étaient disponibles, aucune vitesse de migration à partir de mousse propre à la mélamine n'a été répertoriée dans la littérature. En l'absence de vitesses de migration découlant du mâchonnement d'objets, la même vitesse de migration utilisée pour le scénario associé à la vitesse de migration cutanée a été appliquée. Tel qu'il est illustré à l'annexe D, l'estimation de l'exposition orale à la mélamine découlant du mâchonnement d'un objet en mousse est de 0,0034 mg/kg poids corporel par jour pour les tout-petits.

9.1.4 Biosurveillance

Panuwet et al. (2012) ont publié les résultats des mesures de mélamine prises dans 492 échantillons d'urine humaine recueillie auprès de la population générale des États-Unis. Ces échantillons ont été recueillis en 2003 et 2004 dans le cadre de la National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES) aux États-Unis et comprenaient des échantillons provenant de sujets masculins et féminins âgés de 6 ans et plus (USCDC, 2010a). De la mélamine a été détectée dans 76 % des échantillons (population : 6 ans et plus, MG : 2,37 ng/mL, 95e centile: 12 ng/mL, maximum : 161 ng/mL, LD = 0,66 ng/mL)Note de bas de page 8. Puisque la répartition relative des groupes d'âge (soit 6 à 11 ans, 12 à 19 ans, etc.) n'était pas disponible dans la publication de Panuwet et al. (2012), cette information a été tirée des données démographiques recueillies par la NHANES (USCDC, 2010b). Les concentrations de la moyenne géométrique et du 95e centile en fonction des différents groupes d'âge sont présentées au tableau 9-5.

Concernant les données pharmacocinétiques, aucune étude indiquant la fraction de mélamine excrétée dans l'urine humaine n'a été répertoriée; toutefois, Mast et al. (1983) a démontré que 90 % de la mélamine administrée était excrétée sous forme de mélamine dans l'urine des rats mâles. Chez les chiens, Lipschitz et Stokey (1945) ont démontré que 60 à 86,5 % de la mélamine administrée était excrétée sous forme de mélamine dans les 24 heures suivant une seule dose orale de mélamine. Enfin, bien que Liu et al. (2010) ont suggéré que la quantité excrétée dans l'urine des singes était bien inférieure à la dose orale administrée, ils n'ont pas réussi à documenter le bilan massique pour le profil d'excrétion ou à citer le pourcentage de la dose de mélamine excrétée dans l'urine (voir la section 9.2.1 ci-dessous et le tableau B-1 de l'annexe B de Santé Canada [2015]).

En raison de la variabilité de l'excrétion urinaire entre les espèces, le plus bas pourcentage d'excrétion de mélamine dans l'urine (60 %; Lipschitz et Stokey, 1945) a été utilisé pour calculer les absorptions relatives à la biosurveillance. De plus, puisque l'information sur le volume excrété dans l'urine de chaque participant n'a pas été recueillie, les volumes d'urine moyens pour une période de 24 heures normale répertoriés dans diverses sources et indiqués au tableau ci-dessous ont aussi été utilisés pour calculer l'absorption (voir l'annexe E pour les valeurs de volume d'urine et les références). Les absorptions relatives à la biosurveillance sont présentées au tableau 9-5.

Tableau 9-5. Estimations d'absorption de mélamine fondées sur les concentrations dans des échantillons d'urine humaine recueillis auprès de volontaires aux États-Unis en 2003 et 2004 par groupe d'âge
Groupe d'âge6 à 11 ans12 à 19 ans20 à 59 ans60 ans et plus
Moyenne géométrique de concentration de mélamine dans l'urine (ng/mL)5,912,062,332,93
Concentration de mélamine urinaire de limite supérieure (ng/mL)e6,710,4712,4411,09
Nombre de participantsa6162217107
Valeurs des volumes d'urine moyens par jour (L par jour)b0,27 à 1,140,44 à 1,400,6 à 2,700,25 à 2,4
Poids corporel moyen (kg)c31,859,470,972,0
Absorption moyenne
(μg/kg p.c. par jour)d
0,08 à 0,350,03 à 0,080,03 à 0,150,02 à 0,16
Absorptions de limite supérieure (μg/kg p.c. par jour)d,e,f0,09 à 0,400,13 à 0,410,18 à 0,790,06 à 0,62

a Fondé sur l'âge des participants à la collecte de l'échantillon d'urine (492 au total).

b Valeurs des volumes urinaires moyens pour 24 h répertoriées dans la littérature (voir l'annexe E).

c Poids corporels moyens pour les groupes d'âge 12 à 19 ans, 20 à 59 ans et 60 ans et plus selon Santé Canada (1998). Le poids corporel moyen calculé pour les participants âgés de 6 à 11 ans est fondé sur les données de l'USEPA (2011), car Santé Canada (1998) ne répertorie pas les poids corporels pour ce groupe d'âge.

d Fondée sur le plus bas pourcentage d'excrétion de mélamine dans l'urine d'animaux de laboratoire 24 heures suivant l'administration de la dose = 60 % (Lipschitz et Stokey, 1945; Mast et al., 1983; Liu et al. 2010).

e Pour tous les groupes d'âge (à l'exception des 6 à 11 ans), les valeurs du 95e centile ont été utilisées pour le calcul de l'absorption. Pour les participants âgés de 6 à 11 ans, des concentrations de mélamine urinaire entre 0,5 et 6,7 ng/mL ont été observées chez 5 participants, alors que cette valeur était de 161 ng/mL pour l'autre participant. En raison de la petite taille des échantillons dans ce groupe d'âge et de la possibilité que l'une des concentrations soit une valeur aberrante, un calcul de l'absorption au 95e centile serait statistiquement instable. Par conséquent, la deuxième concentration la plus élevée a été utilisée pour déterminer la limite d'absorption supérieure.

f Les estimations d'absorption moyenne et de limite supérieure ont été calculées à l'aide de l'équation suivante (Aylward et al., 2012) :
Absorption quotidienne (μg/kg p.c. par jour) = [concentration dans l'urine (μg/L) x volume d'urine pour 24 h (L par jour)] ÷ [fraction excrétée dans l'urine × poids corporel (kg)].

Pour le groupe d'âge des 12 ans et plus, les valeurs d'absorption moyennes variaient entre 0,02 et 0,16 µg/kg p.c. par jour, et les valeurs d'absorption du 95e centile variaient entre 0,06 et 0,79 µg/kg p.c. par jour. Pour le groupe d'âge des 6 à 11 ans, les valeurs d'absorption moyennes variaient entre 0,08 et 0,35 µg/kg p.c. par jour. En raison de la petite taille des échantillons pour ce groupe d'âge (n = 6), les valeurs d'absorption du 95e centile n'ont pas été calculées, car elles seraient statistiquement instables. De plus, une concentration élevée de 161 ng/mL a été observée pour ce groupe d'âge, alors que les concentrations chez les 6 autres participants variaient entre 0,5 et 6,7 ng/mL. Panuwet et al. (2012) n'ont pas indiqué si cette valeur élevée était un artefact.

D'autres études portant sur la biosurveillance ont été menées à Taïwan et à Hong Kong (voir l'annexe F), mais les résultats fondés sur la population des États-Unis mesurés par Panuwet et al. (2012) ont été utilisés comme données de substitution pour la population canadienne. Il est important de noter que les différences ethniques entre les populations des États-Unis et du Canada peuvent causer des écarts dans les valeurs d'absorption. Toutefois, en raison de la proximité de la population des États-Unis à celle du Canada, les données de la NHANES des États-Unis ont été jugées plus pertinentes.

9.2 Évaluation des effets sur la santé

Les renseignements sur les effets de la mélamine sur la santé sont résumés dans la présente section. Davantage de détails sont disponibles dans le document d'accompagnement de Santé Canada (2015).

9.2.1 Toxicocinétique orale

Tel qu'il a été démontré dans le document de Santé Canada (2015, annexe B), la mélamine a été excrétée dans l'urine de rats et de singes après l'administration de doses uniques de 1,3 et 1,4 mg/kg par poids corporel respectivement, cependant, en plus de la mélamine non modifiée, les deux métabolites suivants ont été détectés chez le rat et le chien, après une dose orale importante de 250 mg/kg p.c. et de 125 mg/kg p.c. respectivement : monophosphate de dimélamine et mono-oxalate de monomélamine. De plus, selon des études toxicocinétiques poussées sur des rats, la mélamine n'a pas été métabolisée à faibles doses (comparativement à des doses plus élevées, 1,3 par rapport à 250 mg/kg p.c.), ce qui suggère qu'une exposition orale à des niveaux écologiques de mélamine peut ne pas se métaboliser dans le corps. Chez les rats auxquels on a administré une dose de 1,3 mg/kg p.c. par jour, les calculs de bilan massique indiquent que 98 % de la dose a été récupérée sous forme de mélamine 96 heures après l'administration de la dose, confirmant l'absence de métabolisme (Mast et al., 1983).

Avec une dose orale de 100 mg/kg p.c. par jour, il semble y avoir une saturation de l'excrétion. Lorsque Wu et al.(2010b) ont administré une dose de 100 mg/kg p.c. à des rats Sprague-Dawley (SD), ils ont déclaré « Environ 63,2 % de la dose administrée a été récupérée dans l'urine dans les 96 heures. L'étude précédente indiquait une valeur d'élimination de 90 % dans les 24 premières heures [Mast et al., 1983], et cet écart peut être le résultat d'une dose beaucoup plus forte (100 mg/kg, orale), ce qui peut avoir causé la saturation de l'élimination dans l'urine et prolongé le délai d'élimination. Ce résultat suggère que la plus grande portion de la dose de mélamine administrée a été absorbée et éliminée dans l'urine, sans être modifiée. »

Dorne et al. (2013) ont déclaré des demi-vies d'élimination du plasma variant entre 2,7 et 5 heures selon différentes études sur des rats ayant reçu une seule dose orale. Pour Jacob et al. (2012), ces demi-vies étaient de 1,6 à 1,9 heure à une dose de 1 mg/kg p.c., Wu et al.(2010b) ont indiqué une demi-vie de 1,3 heure à une dose de 50 mg/kg p.c. et Pang et al. ont mentionné une demi-vie de 2,5 heures à une dose de 100 mg/kg p.c. pour les rats, tandis que chez les singes ayant reçu une dose orale de 1,4 mg/kg p.c., la demi-vie d'élimination du plasma était de 4 à 5 heures. Dorne et al. (2013) ont considéré que ces taux étaient comparables aux présentes doses orales et, dans tous les cas, étaient d'accord avec l'observation indiquant une excrétion rapide de la mélamine dans l'urine. Comme il est présenté ci-dessous, Wang et al. (2013) ont indiqué une demi-vie d'élimination du plasma de 9,9 heures chez les cochons dont l'alimentation a été additionnée de mélamine pendant 42 jours. Même si ces demi-vies étaient légèrement plus longues que celles indiquées pour les autres espèces, elles ont également permis de confirmer que la mélamine était principalement éliminée par filtration rénale.

Wu et al. (2010b) ont aussi démontré que la biodisponibilité orale chez les rats était de 98 %, alors que Yang et al. (2009) l'ont déclaré à 73 ± 13 %, confirmant une absorption orale élevée et rapide dans le tube digestif. Les rats ayant reçu une seule dose orale de 100 mg/kg p.c. ont montré une concentration maximale de mélamine dans le plasma de 78 mg/mL après 1,2 heure et une concentration dans les reins inférieure à 1 mg/g (Pang et al., 2013). Après avoir administré à des rats une dose quotidienne de 100 mg/kg p.c. pendant 14 jours, on a observé une accumulation limitée de mélamine dans les organes (inférieur(e) à 12 ppm), les concentrations les plus élevées se trouvant dans la vessie et la rate (environ 7 et 4 ppm respectivement), et des quantités infimes ont été détectées dans le cerveau. La concentration dans le plasma était de 0,045 µg/mL (Wu et al., 2010b). Cette étude et celles menées par Yang et al. (2009) et Pang et al. (2013) chez les rats indiquent que la mélamine administrée sous forme de dose orale ne se répartit pas énormément dans les tissus, demeurant principalement dans le sang ou les fluides extracellulaires.

Chu et al. (2013) ont réalisé une étude toxicocinétique chez des rates gravides et des rats en développement. On a administré la mélamine aux femelles gravides par gavage à une dose unique de 24 mg/kg p.c. le 10e, le 15e ou le 20e jour de gestation (JG) et aux ratons par gavage la 2e, la 4e, la 6e ou la 8e semaine postnatale (S2P, S4P, S6P ou S8P, respectivement). La répartition de la mélamine dans le sérum maternel était environ 30 % plus élevée à la fin de la gestation qu'au début, et elle était deux fois plus élevée dans le sérum postnatal des jeunes ratons que chez ceux plus âgés (S2P par rapport à S4P-S8P). La répartition de la mélamine dans les organes après la naissance était plus élevée que dans les organes avant la naissance. Chez les jeunes ratons, les reins après la naissance présentaient la concentration maximale la plus élevée de mélamine et le plus bas taux de clairance de celle-ci par rapport aux autres organes après la naissance (Cmax = 10,85 mg/kg par rapport à 1,06 à 2,36 mg/kg et clairance apparente = 0,62 L par heure par rapport à 1,85 à 2,75 L par heure pour le foie, les poumons, le cœur, le cerveau et la rate, respectivement à S2P). La répartition accrue de la mélamine dans le sérum et les reins des rats âgés de deux semaines comparativement à d'autres étapes du cycle de vie semblent indiquer un risque accru de toxicité de la mélamine pour les reins après la naissance. Les études sur la toxicité pour le développement de Kim et al. (2011) et Stine et al. (2014; voir la section « Études sur la toxicité pour le développement et la fertilité ») ont révélé une toxicité pour les reins chez les femelles gravides à des doses orales de 800 et 1 000 mg/kg p.c. par jour de mélamine; toutefois, aucune toxicité pour les reins n'a été observée chez les fœtus à ces doses (bien que d'autres effets aient été constatés) et les mères n'ont pas pu mener leur gestation à terme.

Wang et al. (2013) ont réalisé une étude toxicocinétique à doses répétées chez les cochons. Les cochons ont reçu une alimentation contenant de la mélamine à des doses de 0, 18 ou 35 mg/kg p.c. par jour pendant 42 jours, avec une période de récupération de 5 jours. On a observé une augmentation liée à la dose des concentrations résiduelles de mélamine dans tous les tissus mesurés (plasma, cerveau, duodénum, foie, cœur, muscles et reins), et la concentration de mélamine dans les reins était considérablement plus élevée que dans les autres tissus (p inférieur(e) à 0,01). Cinq jours après avoir retiré la mélamine de l'alimentation, la concentration de résidus dans les tissus a chuté à moins de 2,5 mg/kg. Après 42 jours à la dose de 35 mg/kg p.c. par jour, la Cmax moyenne dans le plasma était égale à 9,56 μg/mL après une durée moyenne de 3,67 heures, la demi-vie était de 9,90 heures, la clairance était de 0,076 L par heure par kg et le volume de distribution à l'état d'équilibre égalait 1,07 L/kg. Les auteurs ont indiqué que la clairance de la mélamine dans cette étude était conforme à celle observée chez les cochons ayant reçu des doses uniques par voie intraveineuse (0,076 par rapport à 0,061 L par heure par kg) dans l'étude réalisée par Baynes et al. (2008) et que, par conséquent, la mélamine est principalement éliminée par filtration rénale chez les cochons.

L'EFSA (2010) a également rapporté une preuve indirecte que la mélamine n'est pas métabolisée chez les humains. Dans une étude dans laquelle de l'hexaméthylmélamine (marqueur cyclique carbone 14) a été administrée à des humains oralement, 5 % de la dose d'hexaméthylmélamine (marqueur cyclique carbone 14) a été excrétée sous forme de mélamine dans l'urine, mais aucun métabolite de mélamine n'a été détecté. Les auteurs ont mené la même étude chez des rats auxquels on a administré une dose intrapéritonéale d'hexaméthylmélamine (marqueur cyclique carbone 14). Dans ce cas, 2 % de la dose d'hexaméthylmélamine (comme 14C) a été excrétée sous forme de mélamine dans l'urine, mais aucun métabolite de mélamine n'a été détecté. Dans l'étude sur les rats comme dans celle sur les humains, seulement 5 % de la radioactivité urinaire n'a pas été détectée.

L'EFSA (2010) a résumé les données toxicocinétiques pour les animaux d'élevage et de laboratoire et les humains. Sa description générale de la toxicocinétique de la mélamine est conforme aux résultats des plus récentes études mentionnées ci-dessus : 1) les études sur les animaux indiquent que la mélamine est rapidement absorbée à partir du tractus gastro-intestinal et rapidement éliminée du corps, et que sa demi-vie plasmatique est de quelques heures à plusieurs heures; 2) la principale voie d'élimination est par l'urine, et les renseignements limités disponibles laissent entendre que la substance est difficilement métabolisée à des doses pertinentes sur le plan environnemental.

9.2.2 Cancérogénicité et toxicité chronique

Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé la mélamine dans le groupe 3 (inclassable quant à sa cancérogénicité pour l'homme), en raison de preuves limitées de la cancérogénicité pour l'homme, mais de preuves suffisantes de sa cancérogénicité pour les animaux de laboratoire dans des conditions où elle produit des calculs dans la vessie (CIRC, 1999).

Dans une étude d'une durée de 2 ans, on a ajouté à l'alimentation de rats F344 de la mélamine pendant deux ans, à raison de doses de 0, 126/262, ou 263/542 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et les femelles respectivement. Des carcinomes transitionnels sont apparus dans la vessie des rats mâles à une fréquence beaucoup plus élevée (présence inférieur(e) ou égal(e) à 0,016) dans le groupe ayant reçu une dose élevée (8/49) que dans le groupe témoin (0/45). On a aussi observé une association statistiquement importante (présence inférieur(e) à 0,001) entre les calculs dans la vessie (observés chez 10 mâles sur 49) et les tumeurs dans la vessie chez les rats mâles nourris à fortes doses de mélamine. Aucune tumeur dans la vessie n'a été détectée chez les rats mâles ayant reçu une faible dose de mélamine (126 mg/kg p.c.par jour), alors que des calculs dans la vessie ont été détectés chez un seul de ces 50 rats du groupe ayant reçu une faible dose (USNTP, 1983; Melnick et al., 1984). En raison de l'association statistiquement importante entre les calculs et les tumeurs dans la vessie à une dose élevée (263 mg/kg p.c. par jour), l'histopathologie de cette étude a été ré-évaluée. Les résultats ont indiqué une augmentation importante de néphropathies de reflux chez les rats mâles [7 sur 50 par rapport à 1 sur 49 témoins], mais aucune augmentation des calculs de vessie [1 sur 50 par rapport à 1 sur 45 témoins] à une dose de 126 mg/kg p.c. par jour (Hard et al., 2009), ce qui laisse sous-entendre qu'une exposition prolongée à la mélamine à faibles doses n'est pas carcinogène.

Dans une autre étude menée pendant 2 ans chez des rats de souche inconnue, on a ajouté à leur alimentation des doses de 0, 67 ou 667 mg/kg p.c. par jour. On a observé une augmentation de l'apparition de calculs dans la vessie associée à une augmentation de l'apparition de papillomes bénins (American Cyanamid, 1955).

On a ajouté de la mélamine à l'alimentation de rats F344 pendant 24 à 30 mois, à raison de doses de 0, 5/5, 25/50 ou 50/100 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et les femelles respectivement. Aucune augmentation du nombre de tumeurs de la vessie n'a été observée. Bien qu'à des doses de 5 mg/kg p.c. par jour et plus, une tendance liée à la dose a été observée par une dilatation des muqueuses gastriques glandulaires et l'inflammation des muqueuses gastriques non glandulaires, on n'a pas pu préciser si cette tendance s'applique à un seul ou aux deux sexes pour la seconde source (OCDE, 2002). Toutefois, la seconde source a indiqué que la DSEO serait la dose élevée (Hazleton Laboratories, 1983; cité dans : OCDE, 2002).

Deux études sur 36 semaines ont été menées sur des rats F344 mâles uniquement. Dans l'une des études, on a ajouté de la mélamine à l'alimentation des rats à des doses de 0, 110, 367 ou 1 100 mg/kg p.c. par jour (Okumura et al., 1992), et dans l'autre étude, les doses étaient de 0, 430 ou 1 200 mg/kg p.c. par jour (Ogasawara et al., 1995). Dans les deux études, on a observé une augmentation liée à la dose de l'apparition de carcinomes cellulaires et urinaires transitionnels et de papillomes de la vessie, qui a été associée aux augmentations liées à la dose de l'apparition d'hyperplasie papillaire et nodulaire dans l'épithélium de la vessie. Ces augmentations, ainsi qu'une augmentation non liée à la dose de calculs dans la vessie, ont permis de déterminer une DMENO de 110 mg/kg p.c. par jour dans l'étude d'Okumura et al.(1992). Okumura et al. (1992) ont observé une corrélation statistique importante entre l'apparition de calculs dans la vessie et des tumeurs, et ont conclu que les calculs causés par la mélamine peuvent produire des carcinomes dans la vessie. Ogasawara et al. (1995) ont déterminé que les calculs dans la vessie sont composés d'une proportion molaire égale de mélamine et d'acide urique, et ont conclu que les lésions proliférantes dans la voie urinaire des rats F344 mâles étaient directement causées par la stimulation irritante des calculs et non par les interactions moléculaires entre la mélamine ou ses métabolites et l'épithélium de la vessie.

Pendant 103 semaines, on a ajouté de la mélamine à l'alimentation de souris B6C3F1 à des doses de 0, 327/523 ou 688/1 065 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et les femelles respectivement, puis pendant les deux semaines suivantes, elles n'ont reçu aucune mélamine. Aucun effet carcinogène n'a été observé dans cette étude (USNTP, 1983; Melnick et al., 1984).

En résumé, cinq études de carcinogénicité ont été menées chez des rats et une chez des souris. Dans tous les cas, de la mélamine a été administrée aux animaux par l'alimentation. Dans 4 des études sur les rats, on a observé des tumeurs ou des papillomes dans la vessie à des doses variant entre 263 et 1 200 mg/kg p.c. par jour. Dans la seule étude où aucune tumeur n'a été observée, les rats mâles et femelles Fischer 344 avaient été exposés à la mélamine par leur alimentation pendant 24 à 30 mois, à des doses de 5 à 100 mg/kg p.c. par jour (Hazleton Laboratories, 1983). Les quatre autres études sur les rats ont été menées sur des rats mâles et femelles F344, avec des doses de 126 à 542 mg/kg p.c. par jour pendant 2 ans (suivies de deux semaines sans traitement), sur des rats mâles et femelles de souche inconnue ayant reçu des doses de 67 ou 667 mg/kg p.c. par jour pendant 2 ans, ainsi que sur des rats mâles F344 à des doses de 100 à 1 100 ou 1 200 mg/kg p.c.par jour (deux études différentes dans lesquelles les rats ont été exposés à la mélamine pendant 36 semaines suivies de 4 semaines sans traitement). Dans tous les cas, on a observé des tumeurs dans la vessie des rats mâles pour trois études, mais une étude n'a pas permis de déterminer si l'augmentation de l'apparition de papillomes observée à une dose de 667 mg/kg p.c. par jour s'est produite chez un seul des sexes ou chez les deux sexes (American Cyanamid Co., 1955; USNTP, 1983; Melnick et al., 1984; Okumura et al., 1992; Ogasawara et al. 1995). Aucun effet carcinogène n'a été observé dans l'étude sur les souris exposées à la mélamine par l'alimentation pendant 2 ans à des doses variant entre 327 et 1 065 mg/kg p.c. par jour.

9.2.3 Génotoxicité

De nombreuses études sur la génotoxicité in vitroont été menées sur la mélamine. Toutes les études de mutation inverse menées avec différentes souches de S. typhimurium, un test de bioluminescence à base de Photobacterium phosphoreum, et l'essai de mutation mené à l'aide de S. cerevisiae, étaient négatifs pour la mutation du gène, avec et sans activation (Seiler, 1973; Litton Bionetics, 1977a; American Cyanamid Co., 1981; Mast et al., 1982b; Haworth et al., 1983; Zeiger, 1987; Elmore et Fitzgerald, 1990; Ishiwata et al., 1991). Les essais de mutation génétique menés sur les cellules de lymphome de souris et les cellules ovariennes (CHO) de hamsters de Chine étaient aussi négatifs avec et sans activation (Mast et al., 1982b; McGregor et al., 1988). Deux essais d'aberration chromosomique et un essai d'échange de chromatides sœurs menés sur les cellules ovariennes (CHO) de hamsters de Chine étaient négatifs avec et sans activation (American Cyanamid Co., 1982b; Galloway et al., 1987). Sur quatre études de synthèse de l'ADN non programmée, dont trois ont été menées sur les hépatocytes de rat et une sur l'E. coli, ainsi qu'un test umu/SOS sur le S. typhimurium étaient tous négatifs avec et sans activation (Litton Bionetics, 1977c; American Cyanamid Co., 1982b; Mirsalis et al., 1983; Yasunaga et al., 2004). Un test non standard, qui a mesuré l'induction du prophage lambda dans l'E. colicomme indicateur de dommages à l'ADN, était positif avec et sans activation métabolique (Rossman et al., 1991). On a répertorié deux essais in vivo du micronoyau; un chez des souris mâles et femelles auxquelles on a administré une dose de mélamine de 1 000 mg/kg p.c. par gavage oral, et un chez des souris mâles auxquelles on a administré une dose de mélamine de 500, 1 000 ou 2 000 mg/kg p.c. par jour pendant 3 jours par injection intrapéritonéale. Dans les deux cas, les résultats étaient négatifs pour l'aberration chromosomique dans la moelle osseuse et le sang périphérique (Pharmakon Research, 1981; Mast et al., 1982a; Shelby et al., 1993). En général, la base de données sur la génotoxicité indique que la mélamine n'est pas génotoxique.

9.2.4 Mode d'action cancérogène

Le mode d'action concernant les tumeurs observées n'a pas été totalement éclairci. On a toutefois soumis l'hypothèse que les tumeurs malignes de la vessie dépendent d'un mécanisme de seuil qui est causé par l'hyperplasie réactive qui se développe en réponse à une irritation localisée des tissus, puis qui se transforme en néoplasie de la vessie, et les essais standards confirment que le manque d'activité mutagénique ou génotoxique y contribue (OMS, 2009). L'OMS (2009) a également observé qu'une minéralisation des papilles rénales a été répertoriée dans certaines études, mais on ignore si une telle minéralisation peut se détacher et former un nid pour la formation des calculs dans la vessie. Comme il est indiqué dans la section « Toxicité par voie orale à doses répétées », une étude récente réalisée par Sun et al. (2014) a révélé que l'hyperplasie de la vessie et les calculs avaient considérablement diminué ou complètement disparu chez les souris au cours des périodes de retrait de 8 ou 42 jours après qu'on ait ajouté de la mélamine à leur alimentation pendant 14 ou 56 jours. Il s'agit d'une preuve solide à l'appui du mécanisme de seuil pour l'induction des tumeurs de la vessie.

9.2.5 Toxicité par voie orale à doses répétées

En plus des études sur la toxicité et la carcinogénicité, de nombreuses études sur la toxicité par l'exposition voie orale à doses répétées ont été menées chez des rats, des souris, des lapins, des chats et des chiens, sur des périodes variant entre 7 jours et 36 semaines. Dans une étude sur l'exposition par l'alimentation par voie orale pendant 7 jours menée sur des rats, des cristaux épars ont été observés dans les tubules rénaux à la dose testée de 200 mg/kg p.c. par jour (Jacob et al., 2011). Dans les études sur l'exposition par voie orale menées sur des rats pendant 14 jours (une par gavage et l'autre par l'alimentation), l'étude de Kobayashi et al. (2010) n'a pas permis d'identifier des effets à la dose la plus élevée testée de 240 mg/kg p.c. par jour, et dans l'autre étude, on a observé des solides cristallins dans la vessie des mâles et des femelles aux doses de 835 et 1 668 mg/kg p.c. par jour et plus respectivement (les deux sexes ont reçu des doses de 0, 417, 835, 1 251, 1 668 ou 2 500 mg/kg p.c. par jour). La DSENO de cette étude était de 417 mg/kg p.c. par jour (USNTP, 1983).

Des études sur 28 jours menées sur des rats ont permis d'observer une augmentation liée à la dose des calculs (contenant de la mélamine) dans la vessie, de l'hyperplasie, de la cristallurie et de l'excrétion d'urine acide à des doses de mélamine de 266 à 12 678 mg/kg p.c. par jour, administrées oralement par l'alimentation (RTI, 1982; American Cyanamid Co., 1984), ainsi que des effets sur l'hippocampe, qui se sont traduits par des déficits d'apprentissage et de mémoire chez des rats qui ont été gavés de mélamine à raison de 300 mg/kg p.c. par jour (An et al., 2011; Yang et al., 2011). Dans une autre étude de 28 jours menée sur des rats, la microstructure des reins a été endommagée et les paramètres de chimie clinique ont été significativement modifiés dans le sérum (azote uréique dans le sang, créatinine), dans les reins (glutamate, lactate, choline, glucose, acide aminé, 3-hydroxybutyrate, pyruvate), dans le foie (nacétylglycoprotéine, choline, créatine, lactate, triméthylamine-n-oxide, glutamate, glucose), et dans l'urine (succinate, citrate) à des doses de 250 à 1 000 mg/kg p.c. par jour (Sun et al., 2012). Dans les études sur l'exposition par l'alimentation par voie orale, une DSENO de 133 mg/kg p.c. par jour a été déterminée par RTI (1982), alors qu'aucun effet nocif n'a été observé à des doses de 40 à 357 mg/kg p.c. par jour (American Cyanamid Co., 1984).

Pour d'autres espèces, les doses testées ont permis d'observer i) aucun effet nocif chez les chats traités à des doses pouvant aller jusqu'à 181 mg/kg p.c. par jour dans une étude sur l'exposition par l'alimentation sur 11 jours (Puschner et al., 2007), ii) aucun effet nocif suivant l'administration de 126 mg/kg p.c. par jour (seule dose testée) dans une étude sur les lapins et les chiens sur 1 à 4 semaines (Lipschitz et Stokey, 1945a, b), et iii) une DSENO de 3 000 mg/kg p.c. par jour selon des solides cristallins observés dans les vessies de souris ayant reçu une dose de 6 000 mg/kg p.c. par jour lors d'une étude par gavage oral sur 14 jours (USNTP, 1983).

Chez les souris, des études à court terme ont été réalisées afin d'analyser la relation entre l'hyperplasie de la vessie et les calculs. On a ajouté de la mélamine à l'alimentation de souris mâles et femelles âgées de 4 semaines ou de 5 à 6 semaines à des doses de 0 ou 9 373 ppm, équivalant à 0 ou 1 218,5 mg/kg p.c. par jour, respectivement (conversion des doses selon Santé Canada, 1994) pendant 14 jours ou pendant 14 jours avec des périodes de récupération allant de 4 ou 8 jours (souris de 5 à 6 semaines) à 42 jours (souris de 3 à 4 semaines). Un autre groupe de souris âgées de 3 à 4 semaines a reçu de la mélamine dans l'alimentation aux mêmes doses pendant 56 jours ou pendant 56 jours avec une période de récupération de 42 jours. L'incidence de l'hyperplasie épithéliale et des calculs de la vessie était de 100 % pour tous les groupes traités sans aucune période de récupération. On a observé une régression plus importante de l'hyperplasie épithéliale de la vessie chez les souris ayant reçu une dose pendant 14 jours avec 8 jours de récupération par rapport à 4 jours de récupération, et une régression importante (60 à 63 %) ou complète (38 à 40 %) chez toutes les souris ayant reçu une dose pendant 14 ou 56 jours avec une période de récupération de 42 jours. Lors de la régression rapide, les calculs de la vessie ont complètement disparu. La régression de l'hyperplasie épithéliale de la vessie a commencé tôt après le retrait de la mélamine, et la régression s'est produite grâce au vieillissement et à l'apoptose rapides des cellules dans les régions superficielles des tissus touchés par la régression de l'hyperplasie épithéliale de la vessie (Sun et al., 2014).

Trois études différentes sur 13 semaines sur l'exposition par l'alimentation de rats ont permis d'observer des augmentations liées à la dose des calculs dans la vessie, à des doses variant entre 63 et 1 500 mg/kg p.c. par jour chez les deux sexes, ainsi qu'une augmentation des dépôts calcaires dans les tubules proximaux des reins. La DMENO la moins élevée était de 63 mg/kg p.c. par jour (plus basse dose testée) selon les effets mentionnés ci-dessus. L'apparition relative des calculs dans la vessie chez les deux sexes n'a pas changé lorsqu'on a administré aux rats une alimentation de 1 500 mg/kg p.c. par jour, avec ou sans l'ajout de 1 % de chlorure d'ammonium dans l'eau (USNTP, 1983; Melnick et al., 1984). Deux études de 36 semaines sur des rats mâles ayant reçu des doses variant entre 110 à 1 200 mg/kg p.c. par jour ont permis d'observer une augmentation liée à la dose de l'hyperplasie de l'épithélium de la vessie, une augmentation non liée à la dose des calculs dans la vessie, ainsi qu'une diminution en gain de poids corporel à des doses de 430 mg/kg p.c. par jour et plus (Okumura et al., 1992; Ogasawara et al., 1995). Pour les autres espèces, les niveaux d'effet critique les plus faibles observés lors d'études subchroniques étaient les suivants : i) DMENO de 1 600 mg/kg p.c. par jour (plus faible dose testée) d'après la diminution du poids corporel de souris mâles dans une étude de 13 semaines sur l'alimentation par voie orale (USNTP, 1983; Melnick et al., 1984), et ii) DMENO de 1 200 mg/kg p.c. par jour (seule dose testée) d'après la cristallurie observée après 60 à 90 jours dans une étude d'un an sur l'exposition par l'alimentation des chiens (American Cyanamid Co., 1955).

Quelques études ont été réalisées afin de déterminer la composition des calculs chez les rats exposés. On a ajouté de la mélamine à l'alimentation de rats mâles à des doses de 0, 0,1 ou 1,0 % (équivalant à 0, 84,8 ou 863 mg/kg p.c. par jour) pendant quatre semaines. À la dose la plus élevée, on a observé des calculs dans les voies urinaires chez 45 % des rats, le volume d'urine a diminué et plusieurs paramètres urinaires ont été touchés, mais aucun effet sur le pH de l'urine n'a été observé. Les calculs étaient composés de 99 à 100 % de mélamine et de 0,1 % d'acide urique. On a également analysé la composition des calculs chez un nourrisson âgé de 10 mois qui avait ingéré une préparation pour nourrissons frelatée à la mélamine et cette analyse a révélé un ratio de 1:2 (mélamine:acide urique). La différence dans la composition des calculs du nourrisson et de ceux des rats s'expliquait par les différences dans le pH de l'urine des nourrissons (5,0 à 6,5) et des rats (7,0 à 8,0), ce qui entraîne la formation d'urate à partir de l'acide urique de l'urine chez les rats (beaucoup supérieur(e) à 90 %) et, par conséquent, il reste peu d'acide urique libre pour former un complexe avec la mélamine (Cong et al., 2014a, b). On a ajouté à l'alimentation des rats mâles 20 000 ppm de mélamine (équivalant à 1 800 mg/kg p.c. par jour) pendant 13 semaines. Tous les rats ont développé des calculs dans la vessie et on a observé une hématurie chez 7 rats sur 10. Les calculs étaient principalement composés de mélamine et d'une petite quantité de protéines, desquelles 1 051 protéines ont été répertoriées. La classification de Gene Ontology des protéines répertoriées a indiqué que la plupart provenaient de cellules endommagées (Liu et al., 2012). Les études subchroniques et à court terme ci-dessus indiquent une différence dans la composition des calculs (près de 100 % de mélamine) par rapport au ratio égal de mélamine et d'acide urique déterminé au cours de l'étude sur 36 semaines menée chez des rats mâles par Ogasawara et al. (1995; voir la section « Cancérogénicité et toxicité chronique »). Cette différence peut être attribuable aux écarts dans la durée d'exposition à la mélamine ou aux diverses techniques analytiques utilisées par les différents auteurs pour déterminer la composition des calculs.

9.2.6 Études sur les humains

Chez les humains, une vaste étude cas-témoins rétrospective a été menée, comparant 683 enfants atteints de lithiase rénale (présence de calculs dans les reins) à 6 498 enfants ne souffrant pas de lithiase rénale âgés de 3 ans et moins dans les hôpitaux de Beijing, ainsi que leur exposition à la mélamine par des préparations pour nourrissons altérées (Li et al., 2010). Les enfants de cette étude ont été exposés à 4 des 22 marques de préparations pour nourrissons altérées par la mélamine vendues à Beijing, et faisaient partie de la population d'un échantillon d'une plus grande ville de 41 000 enfants ayant fait l'objet d'une enquête sur l'état de la santé et de l'alimentation des enfants. En général, les ratios d'incidence approchée rajustés entre la dose de mélamine et la lithiase rénale augmentaient en fonction d'une absorption quotidienne accrue du niveau de mélamine (de 1,7 à 11,3 pour l'absorption quotidienne de mélamine de supérieur(e) à 0-0,2 mg/kg p.c. par jour à supérieur(e) à 102,4 mg/kg p.c.par jour), et augmentaient aussi en fonction d'une exposition prolongée. Chez les enfants exposés à des niveaux de mélamine de inférieur(e) à 0,2 mg/kg p.c. par jour, le ratio d'incidence approchée rajusté exprimant le risque de lithiase rénale était 1,7 fois plus élevé que chez les enfants non exposés à la mélamine (Li et al., 2010; EFSA, 2010). Plusieurs limites ont été associées à cette étude : l'absorption de mélamine déclarée était basée sur une absorption non mesurée, mais rétrospectivement calculée à partir de données de consommation; le recrutement des enfants a été effectué en deux phases plutôt qu'une; la population de référence aurait pu être définie de plus d'une façon (6 500 enfants ou un plus grand groupe en fonction de 41 000 enfants); et les auteurs n'ont fourni aucune information quant à la répartition des niveaux d'exposition calculés individuellement lorsqu'ils ont compilé les données sur l'exposition dans les intervalles d'exposition (EFSA, 2010).

Une étude cas-témoins a été menée sur des enfants et des femmes enceintes à Hong Kong. Pour le premier projet, 152 femmes enceintes ont été recrutées en 2008; 74 ayant des antécédents d'exposition à des produits alimentaires contaminés à la mélamine et 78 témoins de même âge n'ayant aucun antécédent de consommation de produits alimentaires contaminés à la mélamine. L'exposition quotidienne médiane du groupe exposé à la mélamine était de 0,0015 (écart de 0,0001 à 0,08) mg/kg p.c. par jour. Lorsqu'on a comparé les échantillons des 20 patients ayant le taux d'exposition à la mélamine le plus élevé à ceux de 20 témoins, aucune différence importante dans les concentrations de mélamine n'a été observée pour tous les échantillons biologiques (urine maternelle [médiane = 1,3 par rapport à 1,2 µg/mmol de créatinine chez les témoins], sang [médiane inférieur(e) à 5 ppb pour les deux groupes], placenta, lait maternel [médiane inférieur(e) à 50 ppb pour les deux groupes], liquide amniotique et sang ombilical; urine néonatale [médiane inférieur(e) à 5 ppb pour les deux groupes]). Pour le deuxième projet, on a recruté 302 enfants de moins de 12 ans ayant subi une exposition prolongée à des produits laitiers contaminés à la mélamine (supérieur(e) à 0,2 mg/kg p.c. par jour) qui présentaient des troubles urinaires persistants ou des caractéristiques cliniques laissant supposer des maladies rénales, et 203 témoins de même âge n'ayant aucun antécédent de consommation de produits laitiers contaminés à la mélamine, pour analyser la lipocaline associée à la gélatinase des neutrophiles dans les urines afin de déterminer son utilité en tant que marqueur de substitution pour la détection précoce des lésions rénales. Les concentrations de lipocaline associée à la gélatinase des neutrophiles dans l'urine chez le groupe exposé à la mélamine n'étaient pas très différentes de celles du groupe témoin, ce qui laisse supposer l'absence de lésions tubulaires rénales chez les enfants exposés à la mélamine. L'une des limites de cette étude est le fait que les absorptions de mélamine n'étaient pas basées sur des absorptions mesurées, mais sur des absorptions calculées rétrospectivement à partir des données de consommation (Wong et al., 2013).

9.2.7 Études sur la toxicité pour le développement et la fertilité

Trois études sur la toxicité pour le développement par voie orale chez les rats étaient disponibles. Chez des rates enceintes gavées oralement à la mélamine pendant les jours de gestation 6 à 20, une toxicité pour le développement et maternelle a été observée à la dose maximale de 800 mg/kg p.c. par jour (diminution du poids du fœtus, augmentation des variations squelettiques et ossification fœtale différée; chez les mères, on a observé une augmentation des signes cliniques et des décès, une diminution de la prise de poids corporel et une toxicité rénale). Aucune toxicité pour le développement et maternelle n'a été observée aux doses plus faibles (200 et 400 mg/kg p.c. par jour) (Kim et al., 2011). Des rates gravides ont été gavées à la mélamine pendant les jours de gestation 10 à 20 et des femelles non gravides ont été gavées pendant 10 jours consécutifs à une dose de 1000 mg/kg p.c. par jour. Dans les deux cas, les effets comportaient des signes cliniques de toxicité (apathie, répugnance à faire sa toilette, anorexie), une diminution du gain de poids corporel, une augmentation du poids des reins et des lésions rénales (dilatation tubulaire accompagnée d'une nécrose cellulaire), lesquels correspondaient bien à l'incidence des calculs rénaux, et on a trouvé de la mélamine dans le liquide amniotique des rates gravides. Les effets sur le développement comprenaient un nombre accru de morts fœtales précoces et tardives et une diminution de la taille des portées, du poids moyen des fœtus et de la longueur moyenne vertex-coccyx (Stine et al., 2014). Chez des rates enceintes auxquelles on a donné de la mélamine durant les jours de gestation 6 à 16, aucune toxicité pour le développement n'a été observée, mais une toxicité maternelle a été observée à la dose maximale de 1 060 mg/kg p.c. par jour (diminution du poids corporel, sang dans l'urine, flancs renfoncés) (Hellwig et al., 1996).

Une étude de 17 semaines sur l'exposition par inhalation sur les rats a démontré un trouble de la fonction hépatique et des effets sur les paramètres de biochimie sanguins à des concentrations de mélamine de 0,058 et 0,5 mg/m3. Des rats ont été accouplés après la période d'exposition de 17 semaines et des effets ont été observés chez les animaux qui avaient été exposés à 0,5 mg/m3 de mélamine (effets sur la spermatogenèse et la fertilité, et décès observés) (Ubaidellajev et al., 1993). En raison des renseignements limités sur le protocole d'étude dans la traduction anglaise de cette étude russe, son utilité a été jugée limitée pour la caractérisation des risques.

9.2.8 Irritation et sensibilisation

Les études sur l'irritation cutanée menées sur des cochons d'Inde et des lapins étaient négatives (American Cyanamid Co., 1955; Fassett et Roudabush, 1963; BASF, 1969a; Vernon et al., 1990; Rijcken, 1995), alors qu'on a observé chez les lapins une irritation oculaire de nulle à légère après avoir été exposés à la mélamine (American Cyanamid Co., 1955; BASF, 1969a; Marhold, 1972; Vernon et al., 1990). La mélamine n'était pas un sensibilisant cutané pour les cochons d'Inde (Fassett et Roudabush, 1963). Cette étude est la seule étude portant sur la sensibilisation cutanée répertoriée pour les animaux de laboratoire. On a répertorié un certain nombre de rapports de cas de sensibilisation chez des humains en milieu de travail, ainsi qu'une étude sur des travailleurs volontaires. Autant dans l'étude volontaire que dans les rapports de cas, les patients qui souffraient d'allergie au contact de produits contenant de la mélamine-formaldéhyde n'ont pas réagi au test épicutané à la mélamine (Isaksson et al., 1999; Fregert, 1981; Soubrier et Burlet, 1972; Aalto-Korte et al., 2003; Garcia-Gavin et al., 2008).

9.2.9 Mécanismes non cancérogènes de la toxicité

En ce qui concerne les paramètres non cancérogènes, les mécanismes potentiels de toxicité sur l'appareil urinaire et les autres systèmes physiologiques ont été abordés dans certaines études. Le mécanisme proposé de néphrotoxicité induite par la mélamine comprend l'induction de stress oxydatif et une réaction inflammatoire provoquée par les calculs rénaux (EFSA, 2010; Chu et Wang, 2013; Rai et al., 2014). La molécule-1 associée à une lésion rénale était le gène à régulation positive le plus important chez les rats, avec d'autres protéines, comme la clusterine et l'ostéopontine, qui affichaient également des niveaux plus élevés (Chu et Wang, 2013). La molécule-1 associée à une lésion rénale et l'azote uréique du sang ont également été proposés en tant que biomarqueurs de l'exposition à la mélamine dans le sérum et l'urine (Dorne et al., 2013). Rai et al. (2014) ainsi que Chu et Wang (2013) ont mentionné des études qui montrent comment la mélamine peut avoir une incidence sur l'hippocampe du cerveau, les enzymes et les protéines dans le sang (voir la section « Toxicité par voie orale à doses répétées ») et les spermatozoïdes, et qu'elle peut être transmise par le placenta et l'allaitement (voir les sections « Études sur la toxicité pour le développement et la fertilité » et « Lait maternel »). Dorner et al.(2013) ont indiqué que les effets sur le développement ou les effets neurotoxiques se produisent à des doses supérieures ou subséquentes à celles qui causent une néphrotoxicité induite par la mélamine.

9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

En s'appuyant principalement sur l'étude d'évaluations réalisées par des organismes internationaux (l'OMS, 2009 et l'EFSA, 2010) et sur les données disponibles, les effets critiques associés à l'exposition à la mélamine sont la cancérogénicité et des effets sur le système urinaire. Des preuves indiquent que ces effets ne sont pas causés par la mélamine en soi, mais à sa propension à former des calculs ou des cristaux dans les reins ou la vessie, et c'est l'effet irritant de ces calculs qui causent d'autres effets, comme une hyperplasie réactive et des tumeurs à la vessie chez les rats.

De plus, d'après l'ensemble des renseignements disponibles, la mélamine n'est pas génotoxique et un mécanisme de seuil pour la carcinogénicité propre aux reins est documenté.

La DMENO générale la plus faible a été répertoriée dans une étude sur l'exposition par l'alimentation de 13 semaines menée chez des rats Fischer 344, dans laquelle une augmentation liée à la dose des calculs dans la vessie et une augmentation des dépôts calcaires dans les reins (non liée à la dose) ont été observées chez les animaux nourris à la mélamine, à toutes les doses testées, la plus faible étant de 63 mg/kg p.c. par jour.

L'OMS (2009) a calculé une dose repère et la limite inférieure de son intervalle de confiance (BMDL10), d'après cette étude de 13 semaines sur l'exposition par voie orale, soit de 104 et 35 mg/kg p.c. par jour respectivement, pour une augmentation de 10 % des effets observés (urolithiase et hyperplasie de l'épithélium de la vessie). L'OMS (2009) a ensuite calculé une dose quotidienne admissible de 0,2 mg/kg p.c. par jour à l'aide de la BMDL10 de 35 mg/kg p.c. par jour combinée à un facteur d'incertitude totale de 200, qui comprend un facteur de 100 pour la variabilité interspécifique et intraspécifique et un facteur d'incertitude supplémentaire de 2 pour « tenir pleinement compte du potentiel de sensibilité accru des enfants et des incertitudes relatives aux données ». Il a été jugé que la dose quotidienne admissible obtenue pour la mélamine pouvait être appliquée à toute la population, y compris les nourrissons. Au moment où a eu lieu l'incident avec les préparations pour nourrissons altérées par la mélamine en 2008, le Centre de collaboration de l'OMS de surveillance de la contamination alimentaire de la Direction des aliments de Santé Canada a participé à la rencontre des experts en toxicologie de l'OMS pour examiner la mélamine et ses analogues associés. Cette consultation a recommandé une dose quotidienne admissible de mélamine de 0,2 mg/kg p.c. par jour, et cette recommandation a été appuyée par Santé Canada.

L'EFSA (2010) a aussi calculé une BMDL10 et la limite inférieure de son intervalle de confiance d'après la même étude, mais a appliqué des hypothèses différentes de celles de l'OMS (2009) aux modèles de dose repère, ce qui a donné des valeurs légèrement différentes (41 et 19 mg/kg p.c. par jour respectivement, pour une augmentation de 10 % des effets observés). L'EFSA (2010) a calculé la même dose quotidienne admissible de 0,2 mg/kg p.c. par jour pour la mélamine à partir de ces données, avec un facteur d'incertitude par défaut de 100 (EFSA, 2010).

Le groupe d'experts de l'EFSA a aussi calculé une dose repère en fonction de l'étude épidémiologique de Li et al.(2010). Ils ont calculé une BMD10 de 1,1 mg/kg p.c.par jour et une BMDL10 de 0,74 mg/kg p.c. par jour pour l'augmentation de 10 % des lithiases rénales. En raison des incertitudes que présentait le plan d'étude et les estimations d'exposition, les données n'ont pas été jugées suffisamment fiables par l'EFSA pour être utilisées comme base pour calculer une dose quotidienne admissible. Cependant, l'EFSA a jugé que la BMDL10 pour les humains de 0,74 mg/kg p.c. par jour était une preuve suffisante quant à la pertinence de la dose quotidienne admissible de 0,2 mg/kg p.c. par jour calculée à partir des données sur les animaux (EFSA, 2010). Les données de l'étude épidémiologique n'étaient pas disponibles lorsque la dose quotidienne admissible de l'OMS a été calculée (OMS, 2009).

La BMDL orale de 35 mg/kg p.c. par jour calculée par l'OMS (2009) est jugée appropriée pour la caractérisation des risques de l'exposition par voie orale chronique à la mélamine, puisqu'elle est fondée sur l'étude ayant présenté la DMENO la plus faible à 63 mg/kg p.c. par jour, et elle prévient la formation de calculs ou de cristaux puisque les études à long terme menées sur les rats sur l'exposition par l'alimentation ont prouvé que les tumeurs à la vessie apparaissent à une dose de 263 mg/kg p.c. par jour de mélamine. Puisque les tumeurs à la vessie sont le résultat d'une progression d'événements (hyperplasie de la vessie menant à une irritation puis à la néoplasie) causés par l'exposition par voie orale à la mélamine, cette BMDL prévient également les facteurs précurseurs.

Les principales sources d'exposition à la mélamine pour la population générale du Canada devraient provenir du milieu environnemental, de la nourriture et de l'utilisation des produits de consommation.

La comparaison de la tendance centrale et des estimations d'absorption de limite supérieure pour les nourrissons nourris à la préparation (groupe le plus exposé) avec la BMDL10 de 35 mg/kg p.c. par jour produit des marges d'exposition (MDE) variant entre 1 522 et 5 833. Ces marges d'exposition sont jugées adéquates pour rendre compte des incertitudes liées aux bases de données concernant les effets sur la santé et l'exposition. Voir le tableau 9-6.

Comparaison de l'estimation de limite supérieure de l'exposition des tout-petits par l'utilisation de melawareavec les résultats de BMDL10 pour une marge d'exposition de 313. En raison de la nature conservatrice des hypothèses (c.‑à‑d. que tous les aliments consommés seraient chauds et auraient été en contact avec de la vaisselle en melaware), l'exposition provenant de l'utilisation de melaware devrait être inférieure et la présente MDE est jugée pertinente pour rendre compte des incertitudes de la base de données sur l'exposition et les effets sur la santé. Voir le tableau 9-6.

Tableau 9-6. Marges d'exposition du milieu environnemental, des aliments et des données de biosurveillance
ScénarioEstimation d'exposition (mg/kg p.c. par jour) (intervalle entre parenthèses)Marge d'exposition (MDE) fondée sur la BMDL de 35 mg/kg p.c. par jour (intervalle entre parenthèses)
Exposition découlant du milieu environnemental et alimentaire pour les nourrissons de moins d'un an0,0060a
(0,023)b
1 522 (5 833)b
Exposition alimentaire fondée sur l'hypothèse que la vaisselle en melaware est utilisée comme source principale
(enfants âgés de 1 à 4 ans)
0,112c313
Données de biosurveillanced
(enfants âgés de 12 à 19 ans)
0,0004185 400
Données de biosurveillanced
(adultes âgés de 20 à 59 ans)
0,0007944 300

aTotal des estimations moyennes pour le milieu environnemental et alimentaire (valeurs moyennes pour l'eau potable additionnées à la valeur moyenne pour l'absorption quotidienne alimentaire pour les nourrissons selon l'annexe B).

bCet intervalle est fondé sur un intervalle de concentrations dans l'eau potable.

cEstimations du tableau 9-3.

dVoir le tableau 9-5 pour obtenir davantage de renseignements.

Les valeurs sur l'absorption de biosurveillance fournissent des estimations d'exposition pour toutes les voies et sources d'exposition. Les plus hauts niveaux d'absorption de mélamine, fondés sur les données de biosurveillance urinaire de la population des États-Unis, étaient de 0,41, 0,79 et 0,62 µg/kg p.c. par jour pour les groupes d'âge de 12 à 19 ans, 20 à 59 ans et les 60 ans et plus respectivement. Les MDE fondées sur ces valeurs d'absorption varient entre 44 300 et 85 400 (voir le tableau 9-6). Bien que les absorptions relatives à la biosurveillance ont aussi été calculées pour le groupe d'âge des 6 à 11 ans, en raison de la petite taille de l'échantillon (n = 6) et de l'incertitude associée à toutes les statistiques à partir desquelles elles ont été calculées, les MDE n'ont pas été générées pour ces absorptions.

L'exposition à la mélamine de la population générale du Canada peut également survenir avec l'utilisation de produits de consommation, soit l'exposition cutanée aux produits en mousse, et l'exposition par voie orale pour les tout-petits qui mâchonnent des objets en mousse contenant de la mélamine. Aucune étude sur la toxicité par exposition cutanée à doses répétées n'a été répertoriée, par conséquent l'étude sur 13 semaines menée sur des rats sur l'exposition par l'alimentation, qui est à la base du calcul de la BMDL10 de 35 mg/kg p.c. par jour, a été utilisée pour la caractérisation des risques de l'exposition par voie orale et cutanée à la mélamine. Les MDE pour l'exposition découlant des produits en mousse sont indiquées au tableau 9-7.

Tableau 9-7. Marges d'exposition à la mélamine découlant de l'utilisation de produits de consommation
Scénario d'expositionVoie d'exposition et durée d'expositionEstimation de la limite supérieure de l'expositionDose avec effet critiqueType et durée de l'étudeMarges d'exposition
Mâchonnement d'un objet en mousse (Tout-petits)Orale - long terme0,0034 mg/kg p.c. par jourBMDL10 = 35 mg/kg p.c. par jourÉtude de 13 semaines sur l'exposition par voie orale sur les rats11 700
Être étendu sur un meuble ou un matelas en mousse
(Nourrisson)
Cutanée - long terme0,12 mg/kg p.c. par jourBMDL10 = 35 mg/kg p.c. par jourÉtude de 13 semaines sur l'exposition par voie orale sur les rats290
Être étendu sur un meuble ou un matelas en mousse
(Adulte)
Cutanée - long terme0,03 mg/kg p.c. par jourBMDL10 = 35 mg/kg p.c. par jourÉtude de 13 semaines sur l'exposition par voie orale sur les rats1 170

Puisque ces MDE sont fondées sur la BMDL10, les marges d'exposition découlant de l'utilisation de produits de consommation sont jugées pertinentes pour rendre compte des incertitudes de la base de données sur l'exposition et les effets sur la santé.

Concernant le scénario sur les produits en mousse, la présente évaluation est conforme à la conclusion de la CPSC des États-Unis (2006) qui indique que la « mousse traitée à la mélamine ne devrait pas présenter de risques pour les consommateurs ».

Enfin, concernant l'exposition découlant des produits de bricolage, compte tenu des raisons énoncées à la section 9.1 (pression de vapeur négligeable, faible absorption cutanée, faible toxicité aiguë, etc.), l'exposition à la mélamine par voie cutanée et par inhalation découlant d'une utilisation unique de produits de bricolage est considérée comme un risque négligeable. Par conséquent, les marges d'exposition n'ont pas été calculées pour ces produits.

9.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine

Dans l'ensemble, la confiance relative aux estimations des concentrations de mélamine dans l'environnement est considérée comme étant de modérée à élevée. Les données empiriques disponibles sur les concentrations de mélamine dans les aliments au Canada étaient suffisantes, y compris les données sur les concentrations de fond. Bien qu'aucune donnée canadienne n'était disponible pour les concentrations dans l'eau potable ou dans la poussière et le sol, les données limitées à cet effet ont été jugées comme les limites supérieures. La confiance à l'égard des estimations de l'absorption quotidienne découlant du milieu environnemental est jugée de modérée à élevée d'après la confiance à l'égard des estimations de concentrations de mélamine dans le milieu environnemental, qui est de modérée à élevée.

Un certain nombre d'hypothèses pour la plupart conservatrices ont été faites en calculant les estimations d'exposition alimentaire à la mélamine, ce qui a probablement mené à une surestimation de l'exposition quotidienne réelle à la mélamine par les aliments. Les estimations alimentaires réelles pour les concentrations de mélamine dans les aliments élimineraient l'utilité des hypothèses de la présente évaluation.

Des incertitudes quant à l'évaluation de l'exposition à la mélamine provenant du melaware ont également été soulevées, ainsi que des hypothèses concernant la fréquence d'utilisation et le type de melaware utilisé. La nature conservatrice de ces hypothèses mènera probablement à la surestimation de l'exposition alimentaire chronique à la mélamine.

La confiance à l'égard des estimations d'absorption quotidienne fondées sur les données de biosurveillance de l'urine est modérée. Plusieurs incertitudes ont été soulevées concernant la détermination de l'absorption fondée sur les échantillons d'urine de la population des États-Unis, comme les voies d'exposition et le moment de l'exposition par rapport au moment de l'échantillonnage, et concernant l'hypothèse voulant que les conditions d'exposition sont les mêmes pour les Canadiens et Canadiennes que pour la population des États-Unis qui a été échantillonnée. La confiance à l'égard des estimations calculées en fonction des concentrations géométriques moyennes des échantillons ponctuels d'urine est plus grande que celles calculées d'après les concentrations de limite supérieure (95e centile), car ces dernières surestiment probablement les niveaux d'exposition moyens à long terme, en raison de la variabilité temporelle des concentrations de biomarqueurs pour une même personne (surtout pour un composé qui s'élimine rapidement comme la mélamine). Enfin, l'hypothèse voulant que toute la mélamine mesurée dans l'urine soit associée à une exposition à la mélamine est considérée comme conservatrice, puisque la mélamine est aussi un métabolite (humain et environnementale) du pesticide cyromazine (voir la section 6).

Des incertitudes ont été soulevées quant à la variabilité élevée des volumes quotidiens dans l'urine, autant entre les personnes que pour une même personne. Toutefois, une plage de volumes d'urine moyens types déterminée en fonction de diverses sources a été sélectionnée pour tenir compte de ces incertitudes. Des incertitudes importantes ont aussi été formulées quant à l'hypothèse voulant que les niveaux de mélamine dans l'urine humaine représentent une excrétion de 60 % de l'absorption quotidienne. On ignore si les paramètres du métabolisme et d'excrétion sont les mêmes pour les humains et pour les animaux de laboratoire (chiens et/ou rats), surtout en raison du fait que la fraction d'excrétion urinaire présente des variations interspécifiques. De plus, il a été prouvé qu'il est possible qu'une excrétion de 60 % soit le résultat de fortes doses et que la fraction excrétée dans l'urine se rapproche de 90 à 100 % lorsque de faibles doses pertinentes sur le plan environnemental sont utilisées.

La confiance à l'égard de la base de données sur la toxicité pour la mélamine est modérée à élevée, puisque suffisamment de renseignements sont disponibles pour traiter les effets qui pourraient être préoccupants et pour définir des paramètres critiques en fonctions des expositions par voie orale. Des plus, les renseignements sur les études humaines sont suffisants pour indiquer que la voie d'exposition préoccupante est la voie orale. Bien qu'il y ait de solides preuves indiquant la présence d'un mécanisme de seuil pour le développement des tumeurs à la vessie chez les animaux de laboratoire, les modes d'action concernant les tumeurs observées n'ont pas été totalement éclaircis. Les études sur les voies d'exposition cutanée et par inhalation sont très peu nombreuses et les niveaux d'effets critiques pertinents pour ces études n'ont pas pu être déterminés.

La confiance à l'égard des estimations d'exposition à la mélamine découlant du mâchonnement d'objets en mousse et de l'exposition cutanée découlant des meubles et des matelas en mousse est faible, en raison du manque de données sur la vitesse de migration de la mélamine à partir de la mousse. Cette vitesse a par la suite été extrapolée à la mélamine d'après la vitesse de migration d'autres ignifugeants. Toutefois, les hypothèses faites concernant l'estimation de l'exposition pour ces scénarios sont considérées comme très conservatrices.

Des incertitudes ont également été soulevées quant à la caractérisation des risques de l'exposition chronique en raison du nombre limité d'occurrences et de renseignements toxicologiques sur la co-exposition à la mélamine et à l'acide cyanurique (pour obtenir davantage de renseignements sur l'acide cyanurique, voir la documentation de Santé Canada, 2015).

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10. Conclusion proposée

D'après les renseignements contenus dans ce rapport d'évaluation préalable, la mélamine ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de l'adéquation des marges d'exposition entre les estimations de l'exposition et des niveaux d'effet critique chez les animaux de laboratoire, il est proposé de conclure que la mélamine ne répond pas aux critères énoncés au paragraphe 64(c) de la LCPE, car il ne pénètre pas l'environnement en quantités, à des concentrations ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour la vie ou la santé humaines au Canada.

Par conséquent, il est proposé de conclure que la mélamine ne satisfait à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE.

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Références

3M. 2013. Fiche signalétique : Technical Data Sheet for 3M™ Fire Barrier Water Tight Sealant 3000WT. St. Paul (Minnesota).

3M Canada. 2011. Fiche signalétique : 3M™ Fire barrier watertight sealant 3000 WT. London (Ontario).

Aalto-Korte, K., Jolanki, R., Estlander, T. 2003. Formaldehyde-negative allergic contact dermatitis from melamine-formaldehyde resin. Contact Dermatitis 49(4):194-196.

[ABC Laboratories] Analytical Bio-Chemistry Laboratories Inc. (Columbia, Missouri). 1988. Acute toxicity of CT-338-87 to Daphnia magna. Final report no.: 36645. Rapport inédit financé par l'American Cyanamid Company (Wayne, New Jersey). 60 p. [accès restreint].

ACD/Percepta [module de prévision]. 2005. Toronto (Ont.) : Advanced Chemistry Development. [consulté le 4 novembre 2013]. Accès : www.acdlabs.com/products/percepta/

[ACIA] Agence canadienne d'inspection des aliments. 2010. 2009-2010 Résidus de mélamine dans le lait de consommation, les produits à base de lait et les produits à base de soja. Accès (sommaire) : http://www.inspection.gc.ca/aliments/residus-chimiques-microbiologie/residus-chimiques/melamine/fra/1348253956046/1348254054899 . Rapport complet disponible sur demande auprès de l'ACIA.

[ACIA] Agence canadienne d'inspection des aliments. 2011. 2010-2011 Mélamine dans les produits à base de lait et à base de soja. Accès (sommaire) : http://www.inspection.gc.ca/aliments/residus-chimiques-microbiologie/residus-chimiques/melamine/fra/1358999787898/1359000039686 . Rapport complet disponible sur demande auprès de l'ACIA.

[ACIA] Agence canadienne d'inspection des aliments. 2012. 2011-2012 Mélamine dans des aliments sélectionnés. Accès (sommaire) : http://www.inspection.gc.ca/aliments/residus-chimiques-microbiologie/residus-chimiques/2011-2012-melamine/fra/1386687949780/1386688096329 . Rapport complet disponible sur demande auprès de l'ACIA.

Ademola, J.I., Sedik, L.E., Wester, R.C., Maibach, H.I. 1993. In vitro percutaneous absorption and metabolism in man of 2-chloro-4-ethylamino-6-isopropylamine-s-triazine (Atrazine). Arch. Toxicol. 67:85-91.

American Cyanamid Co. 1955. Melamine: acute and chronic toxicity, Report 55-21. Données inédites. [cité dans OCDE, 2002].

American Cyanamid Co. 1981. Données inédites. [cité dans OCDE, 2002]. Study number: Raltech Study No. 81560.

American Cyanamid Co. 1981. Données inédites. [cité dans OCDE, 2002]. Study number: Raltech Study No. 81560.

American Cyanamid Co. 1982b. Données inédites. [cité dans OCDE, 2002]. Report no.: Study No. PH 311-AC-002-82.

American Cyanamid Co. 1984. Étude. [cité dans US EPA, Cyromazine, proposed tolerance, Federal Register 49, No 83, 18121-18125, 1984].

Andersen, W.C., Sherri, B. Turnipseed, S.B., Christine, M., Karbiwnyk, C.M., Evans, E., Hasbrouck, N., Mayer, T.D., Gieseker, C.M., Nochetto, C., Stine, C.B., Reimschuessel, R. 2011. Bioaccumulation of melamine in catfish muscle following continuous, low-dose, oral administration. J Agrc Food Chem. 59:3111-3117.

Andersen, W.C., Turnipseed, S.B., Karbiwnyk, C.M., Clark, S.B., Madson, M.R., Gieseker, C.M., Miller, R.A., Rummel, N.G., Reimschuessel, R. 2008. Determination and confirmation of melamine residues in catfish, trout, tilapia, salmon, and shrimp by liquid chromatography with tandem mass spectrometry. J. Agric. Food Chem.2008(56):4340-4347.

An, L., Li, Z., Yang, Z., Zhang, T. 2011. Cognitive deficits induced by melamine in rats. Tox. Letters 206:276-280.

Arnold, A., Arrey, T.N., Karas, M., Persike, M. 2011. Fast quantitative determination of melamine and its derivatives by matrixassisted laser desorption/ionization time-of-flight mass spectrometry. Rapid Commun. Mass Spectrom. 25:2844-2850.

Aylward, L.L., Kirman, C.R., Adgate, J.L., McKenzie, L.M., Hays, S.M. 2012. Interpreting variability in population biomonitoring data: Role of elimination kinetics. Journal of Exposure Science and Environmental Epidemiology 22:398-408.

[Base de données SPIN] Substances in Preparations in Nordic Countries database [en ligne]. c2014. Copenhagen (Danemark) : Conseil des ministres des pays nordiques, Groupe chimique. [consulté le 31 janvier 2014]. Accès : http://195.215.202.233/DotNetNuke/default.aspx

BASF. 1969a. BASF AG, Department of Toxicology. Données inédites (XIX/5), 23 avril 1969. [cité dans OCDE, 2002 et Commission européenne, 2000].

BASF. 1969b. BASF AG, Department of Toxicology. Données inédites (XIX/5), 23 avril 1969. [cité dans OCDE, 2002 et Commission européenne, 2000].

BASF. 2012. GPS safety summary: melamine. BASF. [consulté le 1er novembre]. Accès : http://www.basf.com/group/corporate/en/sustainability/managementand-instruments/gps/safety_summary

BASF [Internet]. 2014. Fiche signalétique : Cromophtal® Yellow D 1085 (old Cromophtal® Yellow LA2). [consulté en avril 2014]. Accès : http://worldaccount.basf.com/wa/NAFTA~en_US/Catalog/FunctionalPolymers/info/BASF/PRD/30476171

Baynes, R.E., Yeatts, J.L., Brooks, J.D., Riviere, J.E. 2005. Pre-treatment effects of trichloroethylene on the dermal absorption of the biocide, triazine. Tox. Lett. 159:252-260.

Baynes, R.E., Smith, G., Mason, S.E., Barrett, E., Barlow, B.M., Riviere, J.E. 2008. Pharmacokinetics of melamine in pigs following intravenous administration. Food and Chemical Toxicology 46:1196-1200.

[BDPSNH] Base de données des produits de santé naturels homologués [en ligne]. 2014. Santé Canada. [modifié le 27 février 2014]. Accès : http://webprod5.hc-sc.gc.ca/lnhpd-bdpsnh/index-fra.jsp

Benjamin Moore & Co. 2011. Fiche technique : SUPER SPEC HP® LATEX FLAT FIRE RETARDANT. Mississauga (Ontario).

Benjamin Moore & Co. 2013. Fiche signalétique : SUPER SPEC HP® LATEX FLAT FIRE RETARDANT. Montvalue (New Jersey). Date de révision : 5 février 2013.

Bradley, E.L., Castle, L., Day, J.S., Ebner, I., Ehlert, K., Helling, R., Koster, S., Leak, J., Pfaff, K. 2010. Comparison of the migration of melamine from melamine-formaldehyde plastics ("melaware") into various food simulants and foods themselves. Food Additives & Contaminants: Part A: Chemistry, Analysis, Control, Exposure & Risk Assessment 27(12):1755-1764.

Bradley, E.L., Castle, L., Day, J.S., Leak, J. 2011. Migration of melamine from can coatings cross-linked with melamine-based resins, into food simulants and foods. Food Additives & Contaminants: Part A: Chemistry, Analysis, Control, Exposure & Risk Assessment28(2):243-250.

Braekevelt, E., Lau, B.P.-Y., Feng, S., Ménard, C., Tittlemier, S.A. 2011. Determination of melamine, ammeline, ammelide and cyanuric acid in infant formula purchased in Canada by liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Food Additives & Contaminants: Part A: Chemistry, Analysis, Control, Exposure & Risk Assessment, 28(6):698-704.

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C., 1999, ch. 33. Gazette du Canada, Partie III, vol. 22, no 3. Accès : http://publications.gc.ca/gazette/archives/p3/1999/g3-02203.pdf

Canada. 2013b. Règlement sur les aliments et drogues (codifié). C.R.C., ch. 870. Dernière modification le 19 décembre 2013 [à jour au 23 janvier 2014]. Accès : http://laws-lois.justice.gc.ca/PDF/C.R.C.,_c._870.pdf

Canada. Ministère de la Santé nationale et du Bien-être social. 1990. L'allaitement maternel au Canada : pratiques et tendances. Ottawa (Ont.) : ministère de la Santé nationale et du Bien-être social. No de catalogue H39-199/1990F. [cité dans Santé Canada, 1998].

Canada. Ministère de l'Environnement. 2013a. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances ignifuges organiques. Gazette du Canada, Partie I, vol. 147, no 13, p. 613-633. Accès : http://gazette.gc.ca/rp-pr/p1/2013/2013-03-30/html/noticeavis-fra.html

[CCE] Commission of the European Communities, food-science and techniques. 2003. Nutrient and energy intakes for the European Community. Reports of the Scientific Committee for Food (thirty first series), 1993 [cité dans EFSA, 2010].

Cheminfo Services Inc. 2012. Use profile characterization for certain organic flame retardants under the Chemicals Management Plan. Préparé pour Environnement et Changement climatique Canada. 123 p. (Aucune diffusion publique).

ChemIDplus [système de recherche des produits chimiques en ligne]. 1993- . Bethesda (MD) : National Library of Medicine (États-Unis). [consulté le 19 novembre 2013]. Accès : www.chem.sis.nlm.nih.gov/chemidplus/

Chien, C.Y., Wu, C.F., Liu, C.C., Chen, B.H., Huang, S.P., Chou, Y.H., Chang, A.W., Lee, H.H., Pan, C.H., Wu, W.J. et al.2011. High melamine migration in daily-use melamine-made tableware. J. Haz. Mat.188:350-356.

Chik, Z., Mohamad Haron, D.E., Ahmad, E.D., Taha, H., Mustafa, A.M. 2011. Analysis of melamine migration from melamine food contact articles. Food Additives & Contaminants: Part A: Chemistry, Analysis, Control, Exposure & amp; Risk Assessment 28(7):967-973.

[CHRIP] Chemical Risk Information Platform (Japon). c2008- . Data Analysis Division, Chemical Management Center, National Institute of Technology and Evaluation, Japon. Accès : http://www.safe.nite.go.jp/english/db.html

Chu, C.Y., Wang, C.C. 2013. Toxicity of melamine: The public health concern. Journal of Environmental Science and Health, Part C: Environmental Carcinogenesis and Ecotoxicology Reviews31(4):342-386.

Chu, C.Y., Chu, K.O., Ho, C.S., Kwok, S.S., Chan, H.M., Fung, K.P., Wang, C.C. 2013. Melamine in prenatal and postnatal organs in rats. Reproductive Toxicology 35:40-47.

Cong, X., Gu, X., Xu, Y., Sun, X., Shen, L. 2014a. The true stone composition and abnormality of urinary metabolic lithogenic factors of rats fed diets containing melamine. Urolithiasis 42:227-232.

Cong, X., Gu, X., Xu, Y., Sun, X., Shen, L. 2014b. Erratum to: The true stone composition and abnormality of urinary metabolic lithogenic factors of rats fed diets containing melamine. Urolithiasis42:227-232.

[CIRC] Centre International de Recherche sur le Cancer. 1999. Some chemicals that cause tumours of the kidney or urinary bladder in rodents and some other substances. IARC Monogr Eval Carcinog Risks Hum 73: 329-338. Accès : http://monographs.iarc.fr/ENG/Monographs/vol73/mono73-17.pdf

[CIPR] Commission internationale de protection radiologique. 2003. Basic anatomical and physiological data for use in radiological protection: Reference values. ICRP Publication 89. Ann. ICRP 32(3-4).

Commission européenne. 2000. IUCLID Dataset, Melamine, CAS no 108-78-1 [en ligne]. Édition 2000 en format CD-ROM. [provenance inconnue] : Agence européenne des produits chimiques, Commission européenne. [créé le 18 février 2000]. Accès : http://esis.jrc.ec.europa.eu/

Commission européenne. 2009. Modifications à la Directive 2002/72/CE de la Commission du 6 août 2002 concernant les matériaux et objets en matière plastique destinés à entrer en contact avec les denrées alimentaires. Document de la Commission européenne 2002L0072 -- FR -- 09.11.2009 -- 006.001-- 1. 82 p. Accès : http://www.contactalimentaire.com/fileadmin/ImageFichier_Archive/contact_alimentaire/Fichiers_Documents/Directives/Dir_2002_72_Consol_6_FR.pdf

Commission européenne. 2011. The rapid alert system for food and feed (RASFF). Rapport annuel de 2011. Luxembourg : Office des publications de l'Union européenne. 48 p. Accès : http://ec.europa.eu/food/food/rapidalert/rasff_publications_en.htm

[ConsExpo] Consumer Exposure Model [en ligne]. 2012. Version 4.1. Bilthoven (Pays-Bas) : Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (Institut national néerlandais pour la santé publique et l'environnement). Accès : http://www.rivm.nl/en/healthanddisease/productsafety/ConsExpo.jsp#tcm:13-42840

Crews, G.M., Ripperger, W., Kersebohm, D.B., Guthner, T., Mertschenk, B. c2012. Melamine and Guanamines. In: Ullmann's Encyclopedia of Industrial Chemistry. Vol. 22., Weinheim (Allemagne) : Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA, p. 377-392.

CSL Silicones Inc. [en ligne]. 2014. Fiches signalétiques et techniques : CSL 557/558/559 Flame Retardant Silicone Sealant [consulté en avril 2014]. Accès : http://www.cslsilicones.com/index.php/library/item/csl-557-msds?category_id=66

Davison, J.M., Noble, M.C.B. 1981. Serial changes in 24 hour creatinine clearance during normal menstrual cycles and the first trimester of pregnancy. British Journal of Obstetrics and Gynaecology88:10-17.

Dorne, J.L., Doerge, D.R., Vandenbroeck, M., Fink-Gremmels, J., Mennes Knutsen, W., Vernazza, F., Castle, L., Edler, L., Benford, D. 2013. Recent advances in the risk assessment of melamine and cyanuric acid in animal feed. Toxicol. Applied Pharmacol. 370:218-229.

[DPD] Recherche de produits pharmaceutiques en ligne [en ligne]. 2013. Santé Canada. [modifié le 25 février 2013]. Accès : http://webprod5.hc-sc.gc.ca/dpd-bdpp/language-langage.do?lang=fra&url=t.search.recherche

[DSM] Royal DSM N.V. 2010. Life sciences and materials sciences: Staying the course. Annual Report 2009. Heerlen (Pays-Bas) : Royal DSM N.V., 196 p. Accès : http://www.annualreport2009.dsm.com/pages/homepage_en.html

Du, X., Chu, H., Huang, Y., Zhao, Y. 2010 Qualitative and quantitative determination of melamine by surface-enhanced raman spectroscopy using silver nanorod array substrates. Applied Spectroscopy64(7):781-785.

Eaton, R.W., Karns, J.S. 1991a. Cloning and analysis of s-triazine catabolic genes from Pseudomonas sp. strain NRRLB-12227. J Bacteriol 173(3):1215-1222.

Eaton, R.W., Karns, J.S. 1991b. Cloning and comparison of the DNA encoding ammelide aminohydrolase and cyanuric acid amidhydrolase from three s-triazine-degrading bacterial strains. J Bacteriol 173(3):1363-1366.

ECCC. 2013. Bases de données téléchargeables de l'Inventaire national des rejets de polluants et sommaires et tendances d'émissions des principaux polluants atmosphériques. Données sur les installations (données de l'INRP téléchargeables pour la période de 1993 à 2012 en format Microsoft Access; version du 11 octobre 2013). [mis à jour le 11 mars 2014; consulté en avril 2014]. Accès : http://www.ec.gc.ca/inrp-npri/default.asp?lang=Fr&n=0EC58C98-

ECCC 2015. Supporting documentation: summary of ecological effects information for melamine: information in support of the screening assessment for melamine (Certain Organic Flame Retardants Grouping. Gatineau (Qc) : Environnement et Changement climatique Canada, Division des évaluations écologiques. Disponible sur demande à l'adresse substances@ec.gc.ca.

ECCC, Santé Canada. 2007. Substances chimiques : Catégorisation [en ligne]. Ottawa (Ont.) : gouvernement du Canada. [mis à jour le 25 mai 2013; consulté le 31 juillet 2013]. Accès : http://www.chemicalsubstanceschimiques.gc.ca/approachapproche/categor-fra.php

ECCC, Santé Canada. 2013-2014. Données sur le Groupe de certaines substances ignifuges organiques, collectées en vertu de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances ignifuges organiques. Données préparées par Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada; Programme des substances existantes.

[ECHA] Agence européenne des produits chimiques. c2007-2013. Base de données des substances enregistrées. Résultats de recherche pour n° CAS 108-78-1. Helsinki (Finlande) : ECHA. [mis à jour le 19 mars 2014; consulté le 24 mars 2013]. Accès : http://echa.europa.eu/fr/information-on-chemicals/registered-substances

[EFSA] Autorité européenne de sécurité des aliments. 2006. Opinion of the Scientific Panel on Food Additives, Flavourings, Processing Aids and Materials in Contact with Food on a request from the Commission related to 2,2-bis(4-hydroxyphenyl)propane(Bisphenol A). EFSA Journal 428:1-75. [cité dans EFSA, 2010].

[EFSA] Autorité européenne de sécurité des aliments. 2010. Scientific Opinion on Melamine in Food and Feed. EFSA Journal 8(4):1573, 145 p. doi:10.2903/j. efsa.2010.1573. Accès : www.efsa.europa.eu. Société détentrice : EFSA Panel on Contaminants in the Food Chain (CONTAM) et EFSA Panel on Food Contact Materials, Enzymes, Flavourings and Processing Aids(CEF).

[EFRA] European Flame Retardants Association. 2007. Flame retardants; Frequently Asked Questions. Bruxelles (Belgique) : EFRA, 37 p. [consulté le 19 juin 2014]. Accès : http://www.flameretardants-online.com/images/userdata/pdf/168_DE.pdf

Elmore, E., Fitzgerald, M.P. 1990. Evaluation of the bioluminescence assays as screens for genotoxic chemicals. In: Mutation and the Environment, Part D: 379-387. Laboratoire d'essai : Microbics Corporation, Carlsbad (Californie).

[EPI Suite] Estimation Programs Interface Suite for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2012. Version 4.1. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[FAO] Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture. 2007a. Cyromazine (169) [évaluation]. Accès : http://www.fao.org/fileadmin/templates/agphome/documents/Pests_Pesticides/JMPR/Evaluation07/Cyromazine.pdf [FAO] Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture. 2007b. Cyromazine (169): Residue and analytical aspects [rapport].

Fassett, D.W., Roudabush, R.L. 1963. Laboratory of Industrial Medicine, Eastman Kodak Co. Observations inédites. [cité dans OCDE, 2002].

Fimberger, E.A. 1997. Bestimmung von Neben- und Abbauprodukten des Melamins mittels Kapillarelektrophorese und Abbauverhalten des Melamins in Kläranlagen. Diplomarbeit zur Erlangung des Magistergrades an der Naturwissenschaftlichen Fakultät der Universität Salzburg, Austria. Date du rapport : 1997-07-10. [mémoire de maîtrise en allemand; cité dans ECHA c2007-2013; OCDE, 2002].

Flakeboard Company Ltd. c2012. Thermally-fused laminates (Melamines) [en ligne]. [consulté en avril 2014]. Accès : http://www.flakeboard.com/melamines.asp

Formica Corporation. 2013. Our laminate range [en ligne]. [consulté en avril 2014]. Accès : http://www.formica.com/en/ca/trade-products ;

Francis, W.J.A. 1960. Disturbances of bladder function in relation to pregnancy. The Journal of Obstetrics and Gynaecology of the British EmpireLXVII(3):353-366.

Fregert, S. 1981. Formaldehyde dermatitis from a gypsum-melamine resin mixture. Contact Dermatitis 7:56. [cité dans OCDE, 2002].

Galloway, S.M., Armstrong, M.J., Reuben, C., Colman, S., Brown, B., Cannon, C., Bloom, A.D., Nakamura, F., Ahmed, M., Duk, S., et al. 1987. Chromosome aberrations and sister chromatid exchange in Chinese hamster ovary cells: evaluation of 108 chemicals. Environmental and Molecular Mutagenesis 10(Suppl. 10):1-175.

Gamboa da Costa, G., Jacob, C.C., Von Tungeln, L.S., Hasbrouck, N.R., Olson, G.R., Hattan, D.G., Reimschuessel, R., Beland, F.A. 2012. Dose-response assessment of nephrotoxicity from a twenty-eight-day combined-exposure to melamine and cyanuric acid in F344 rats. Toxicol. Appl. Pharmacology 262:99-106.

Garber, E., Brewer, V. 2010. Enzyme-linked Immunosorbent Assay Detection of Melamine in Infant Formula and Wheat Food Products. Journal of Food Protection 73(4):701-707.

Garcia-Gavin, J., Loureiro, Martinez, M., Fernandez-Redondo, V., Seoane, M.-J., Toribia, J. 2008. Contact allergic dermatitis from melamine formaldehyde resins in a patient with a negative patch-test reaction to formaldehyde. Dermatitis 19:E5-E6.

Grand and Toy. 2014. Melamine whiteboard [en ligne]. [consulté en avril 2014]. Accès : https://www.grandandtoy.com/EN/search/pages/browse.aspx?Ntt=melamine+whiteboard&Ntk=All&soffer=false&js=1

Hansch, C., et al. 1995. Exploring QSAR: Hydrophobic, Electronic, and Steric Constants. Washington (DC) : American Chemical Society.

Hard, G.C., Flake, G.P., Sills, R.C. 2009. Re-evaluation of kidney histopathology from 13-week toxicity and two-year carcinogenicity studies of melamine in the F344 rat: morphologic evidence of retrograde nephropathy. Veterinary Pathology 46:1248-1257.

Hatakeyama, T., Takagi, K., Yamazaki, K., Sakakibara, F., Ito, K., Takasu, E., Naokawa, T., Fujii, K. 2015. Mineralization of melamine and cyanuric acid as sole nitrogensource by newly isolated Arthrobacter spp. using a soil-charcoal. World J. Microbiol. Biotechnol.31:785-793.

Hauck, R.D., Stephenson, H.F. 1964. Nitirfication of triazine nitrogen. Agri Food Chem. 12(2):147-151.

Haworth, S., Lawlor, T., Mortelmans, K., Speck, W., Zeiger, E. 1983. Salmonella mutagenicity test results for 250 chemicals. Env. Mutagen. (Suppl. 1):3-142. Laboratoire d'essai : Université Case Western Reserve.

Hazleton Laboratories. 1983. Raltech Report for American Cyanamid Company, 2-Year chronic feeding study of melamine in Fisher 344 rats. Données inédites. [cité dans OCDE, 2002].

Hellwig, J., Gembrandt, C., Hildebrandt, B. 1996. Melamine - prenatal toxicity in Wistar rats after oral administration (diet), Project No. 32R0242/94007. [cité dans OCDE, 2002].

[HENRYWIN] Henry's Law Constant Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2011. Version 3.20. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté le 5 novembre 2013]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Heukelekian, H., Rand, M.C.1955. Biochemical oxygen demand of pure organic compounds: a report of the research committee, FSIWA. Sewage and Industrial Wastes 27(9):1040-1053.

Higby, K., Suiter, C.R., Phelps, J.Y., Siler-Khodr, T., Langer, O. 1994. Normal values of urinary albumin and total protein excretion during pregnancy. Am J Obstet Gynecol. 171:984-989.

Hilts, C., Pelletier, L. 2008. Background paper on the occurrence of melamine in foods and feed. Ottawa (Ontario), Canada : Bureau d'innocuité des produits chimiques, Direction des aliments, Direction générale des produits de santé et des aliments, Santé Canada. Prepared for the WHO Expert Meeting on Toxicological and Health Aspects of Melamine and Cyanuric Acid. Genève (Suisse), 2009.

Hirt, R.C., Steger, J.E., Simard, G.L. 1960. Vapour Pressure of 2,4,6-Triamino-s-Triazine (Melamine). J Polym Sci. 43:319-323.

Hockenbury, M.R., Grady, C.P.J. 1997. Inhibition of Nitrification Effects of Selected Organic Compounds. JWPCF49(5):768-777.

Hoechst. 1963. Rapport d'enquête inédit 63.0065, daté du 7 mai 1963. [cité dans European Commission, 2000].

Home Hardware [en ligne]. 2014. Produits contenant de la mélamine (ou en faisant mention). [consulté en avril 2014]. Accès : http://homehardware.ca/fr/cat/search/_/N-2pqfZ67l/Ne-67n/Ntk-All_FR?Ntt=Melamine

[ICIS] Independent Chemical Information System. c2014. US Chemical Profile: melamine. Reed Business Information. [consulté le 17 juin 2014]. Accès : http://www.icis.com/resources/news/2012/04/30/9554273/us-chemical-profile-melamine/

Iida-Kondo, C., Yoshino, N., Kurabayashi, T., Mataki, S., Hasegawa, M., Kurosaki, N. 2006. Comparison of Tongue Volume/Oral Cavity Volume Ratio between Obstructive Sleep Apnea Syndrome Patients and Normal Adults Using Magentic Resonance Imaging. J. Med. Dent. Sci.53:119-126.

Isaksson, M., Zimerson, E., Bruze, M. 1999. Occupational dermatoses in composite production. Journal of Occupational and Environmental Medicine 41:261-266.

Ishiwata, H., Sugita, T., Kozaki, M., Maekawa, A. 1991. Inhibitory effects of melamine on the growth and physiological activities of some microorganisms. J. Food Hyg. Soc. Japan 32:408-413.

Jacob, C.C., Reimschuessel, R., Von Tungeln, L.S., Olson, G.R., Warbritton, A.R., Hattan, D.G., Beland, F.A., Gamboa da Costa, G. 2011. Dose–response assessment of nephrotoxicity from a 7-day combined exposure to melamine and cyanuric acid in F344 rats. Toxicol. Sci.119:391-397.

Jacob, C.C., Von Tungeln, L.S., Vanlandingham, M., Beland, F.A., Gamboa da Costa, G. 2012.   Pharmacokinetics of Melamine and Cyanuric Acid and Their Combinations in F344 Rats. Toxicological Sciences 126(2):317-324.

Janlek, P., Boonyaratpalin, M., Phromkunthong, W. 2009. Histological changes in hybrid catfish, Clarias macrocepalus (Günther) x Clarias gariepinus (Burchell). Thai Fisheries Gazette62:331-340. [en thaï].

Karns et Eaton. 1997. Genes encoding s-triazine degradation are plasmid born in Klebisiella pneumonia strain 99. J Agric Food Chem. 45:1017-

Kersting, M., Alexy, U., Sichert-Hellert, W., Manz, F., Schoch, G, 1998. Measured consumption of commercial infant food products in German infants: results from the DONALD study. Dortmund Nutritional and Anthropometrical Longitudinally Designed. Journal of Pediatric Gastroenterology and Nutrition 27:547-552. [cité dans EFSA, 2010].

Kim, S.H., et al. 2011. Effects of melamine on pregnant dams and embryo-fetal development in rats. J. Appl. Toxicol.31:506-514.

Klempner, D.R., Sendijarevic, V. (éd.). 2004. Handbook of polymeric foams and foam technology. Portland (OR) : Book News, Inc.

[KOAWIN] Octanol Air Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.10. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté le 5 novembre 2013]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Kobayashi, T., et al. 2010. The mechanism of renal stone formation and renal failure induced by administration of melamine and cyanuric acid. Urol. Res. 38:117-125.

[KOCWIN] Organic Carbon Partition Coefficient Program for Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 2.00. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté le 5 novembre 2013] Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Kong, A.P.S., Choi, K.-C., Ho, C.S., Chan, M.H.M., Wong, C.K., Liu, E.K.H., Chu, W.C.W., Chow, V.C.Y., Lau, J.T.F., Chan, J.C.N. 2011. Hong Kong Chinese school children with elevated urine melamine levels: A prospective follow up study. BMC Public Health 11:354-358.

Konishi, K., Imanishi, A. 1941. Fertilizing efficacy of melamines and guanidines. J Sci Soil Manure Jpn. 15:564. [cité dans Hauck et Stephenson, 1964].

[KOWWIN] Octanol-Water Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'évaluation]. 2010. Version 1.68. Washington (DC) : Environmental Protection Agency des États-Unis, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. [consulté le 5 novembre 2013]. Accès : www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Lakind, J.S., Naiman, D.Q. 2008. Bisphenol A (BPA) daily intakes in the United States: Estimates from the 2003-2004 NHANES urinary BPA data. Journal of Exposure Science and Environmental Epidemiology18:608-615.

Lam, C.W., Lan, L., Che, X., Tam, S., Wong, S.S., Chen, Y., Jin, J., Tao, S.H., Tang, X.M., Yuen, K.Y., Tam, P.K. 2009. Diagnosis and spectrum of melamine-related renal disease: plausible mechanism of stone formation in humans. Clinica Chimica Acta 402:150-155 [cité dans EFSA, 2010].

Lentner, C. (éd.). 1981. Geigy scientific tables. Vol. 1: Units of measurement, body fluids, composition of the body, nutrition. 8e éd., Bâle (Suisse) : Ciba-Geigy Ltd.

Li, G., et al. 2010. The risk of melamine-induced nephrolithiasis in young children starts at a lower intake level than recommended by the WHO. Pediatr. Nephrol. 25:135-141.

Lide D.R. (éd.). 2005. CRC Handbook of Chemistry and Physics. Version en ligne, 2005. Boca Raton (FL) : CRC Press, p 657. Accès : www.hbcpnetbase.com

Lightner, D.V., Pantoja, C.R., Redman, R.M., Hasson, K.W., Menon, J.P. 2009. Case of melamine-induced pathology in penaeid shrimp fed adulterated feeds. Dis Aquat Org. 86:107-112.

Lipschitz, W.L., Stokey, E. 1945. The mode of action of three new diuretics: melamine, adenine and formoguanamine. Journal of Pharmacology and Experimental Therapeutics 83:235-249.

Litton Bionetics. 1977a. Mutagenicity evaluation of melamine. Données inédites, cité dans OCDE; 2002. Report no.: LBI Project No. 2838.

Litton Bionetics. 1977b. Données inédites; cité dans OCDE, 2002.

Litton Bionetics. 1977c. Mutagenicity evaluation of melamine. Données inédites; cité dans OCDE, 2002. Report no.: LBI Project No. 2838.

Liu, C.-C., Wu, C.-F., Chen, B.-H., Huang, S.-P., Goggins, W., Lee, H.-H., Chou, Y.-H., Wu, W.-J., Huang, C.-H., Shiea, J., et al. 2011. Low exposure to melamine increases the risk of urolithiasis in adults. Kidney Int. 80:746-752.

Liu, G., Li, S., Jia, J., Yu, C., He, J., Yu, C., Zhu, J. 2010. Pharmacokinetic study of melamine in rhesus monkey after a single oral administration of a tolerable daily intake dose. Reg. Tox. Pharm. 56:193-196.

Liu, H.Y., Zhang, W., Xue, M., Wu, X.F., Zheng, Y.H., Guo, L.Y., Sheng, H.J. 2009. Acute toxicity study for melamine on Japanese sea bass (Lateolabrax japonicus). Acta Hydrobiologica Sinica 33:157-163. [en chinois].

Liu, J.-D., Liu, J.-J., Yuan, J.-H., Tao, G.-H., Wu, D.-S., Yang, X.-F., Yang, L.-Q., Huang, H.-Y., Zhou, L., Xu, X.-Y., et al. 2012. Proteome of melamine urinary bladder stones and implication for stone formation. Toxicology Letters 212: 307-314.

Li, W., Li, H., Zhang, J., Tian, X. 2015. Effect of melamine toxicity on Tetrahymena thermophile proliferation and metallothionein expression. Food Chem Toxicol. 80:1-6.

Lund, K.H., Petersen, J.H. 2006. Migration of formaldehyde and melamine monomers from kitchen- and tableware made of melamine plastic. Food Additives and Contaminants 23(9):948-955.

Marhold, J.V. 1972. Sbornik Vysledku Toxixologickeho Vysetreni Latek A Pripravku. Institut Pro Vychovu Vedoucicn Pracovniku Chemickeho Prumyclu, Prague (Tchécoslovaquie), p. 153. Cité dans RTECS, 2013.

Mast, R,W., et al. 1982a. Mouse micronucleus assay of melamine. Environmental Mutagenesis 4:340-341 (résumé no Bi-8).

Mast, R.W., et al. 1982b. Mutagenicity testing of melamine. Toxicologist2:172 (résumé no 602).

Mast, R.W., Jeffcoat, A.R., Sadler, B.M., Kraska, R.C., Friedman, M.A. 1983. Metabolism, disposition and excretion of [14C]melamine in male Fischer 344 rats. Fd. Chem. Toxic. 21(6):807-810.

McGregor, D.B., et al. 1988. Responses of the L5178Y tk+/tk mouse lymphoma cell forward mutation assay: III. 72 coded chemicals. Environmental and Molecular Mutagenesis 12:85-154.

Melnick, R.L., et al. 1984. Urolithiasis and bladder carcinogenicity of melamine in rodents. Toxicology and Applied Pharmacology72:292-303.

Mirsalis, J., et al. 1983. Induction of unscheduled DNA synthesis (UDS) in hepatocytes following in vivo and in vivo treatment. Environmental Mutagenesis 5:482; Abstract no. Ef-5 in Abstracts of of the Fourteenth Annual Meeting of the Environmental Mutagen Society held at San Antonio, Texas, March 3-6. 1983.

[MITI] Ministry of International Trade and Industry (Japon). 1992. Biodegradation and bioaccumulation data of existing chemicals based on the CSCL Japan. Tokyo (Japon) : Japan Chemical Industry Ecology-Toxicology and Information Centre.

[MOE] Ministère de l'Environnement (Japon). c2005. Chemicals in the environment [en ligne]. Tokyo (Japon) : MOE, Environmental Health Dept. [consulté le 4 février 2014]. Accès : http://www.env.go.jp/chemi/kurohon/en/index.html

Muijser, H. 1998. Acute (4-hour) inhalation toxicity study with Melamine in rats. Laboratoire d'essai : TNO Nutrition and Food Research Institute, Toxicology Division. Report no.: V98.420. Société détentrice : DSM N. V. Heerlen, The Netherlands. Study number: 480001/002. Date du rapport : 1998-04-15. Renseignements inédits présentés à Environnement et Changement climatique Canada dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques. Gatineau (Qc) : Environnement et Changement climatique Canada, Division de la mobilisation et de l'élaboration de programmes. [accès restreint].

[NBJ] Nutrition Business Journal [en ligne]. 2008. FDA sets melamine standard for formula after traces of chemical found in U.S.-made products. [consulté le 28 janvier 2014]. Boulder (CO) : NBJ. Accès : http://newhope360.com/news/fda-sets-melamine-standard-formulaafter-traces-chemical-found-us-made-products

Neithardt, A.B., Dooley, S.L., Borensztajn, J. 2002. Prediction of 24-hour protein excretion in pregnancy with a single voided urine protein-to-creatinine ratio. Am. J. Obstet. Gynecol. 186:883-886.

[NHPID] Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels [base de données sur Internet]. 2014. Santé Canada. [modifié le 25 août 2014]. Accès : http://webprod.hc-sc.gc.ca/nhpid-bdipsn/search-rechercheReq.do?url=&lang=fra

Niemi, G.J., Veith, G.D., Regal, R.R., Vaishnav, D.D. 1987. Structural features associated with degradable and persistent chemicals. Environ. Toxicol. Chem. 6:515-527.

Norris, B., Smith, S. 2002. Research into the mouthing behaviour of children up to 5 years old. Londres (Angleterre) : Consumer and Competition Policy Directorate, Department of Trade and Industry, Londres, Royaume-Uni. Cité dans USEPA (2011: Exposure Factors Handbook). Accès : http://www.epa.gov/ncea/efh/pdfs/efh-complete.pdf

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2002. SIDS Initial Assessment Report for: Melamine; CAS RN 108-78-1. SIDS Initial Assessment Meeting 8; October 1998. Accès : http://www.chem.unep.ch/irptc/sids/OECDSIDS/108781.pdf

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2009. The OECD Pov and LRTP Screening Tool [en ligne]. Version 2.2. Modèle de logiciel estimating overall persistence (Pov) and long-range transport potential (LRTP) of organic chemicals. [consulté le 3 juin 2014]. Accès : http://www.oecd.org/chemicalsafety/riskassessment/oecdpovandlrtpscreeningtool.htm

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 2011. Resource Compendium of PRTR Release Estimation Techniques, Part 4: Summary of Techniques for Releases from Products, Version 1.0. Inventaires des émissions et des transferts de matières polluantes no 12. Document no ENV/JM/MONO(2011)7/PART2. 361 p. Accès : http://search.oecd.org/officialdocuments/publicdisplaydocumentpdf/?cote=ENV/JM/MONO(2011)7/PART2&docLanguage=En

Ogasawara, H., et al. 1995. Urinary bladder carcinogenesis induced by melamine in F344 male rats: correlation between carcinogenicity and urolith formation. Carcinogenesis 16:2773-2777.

Okumura, M., et al. 1992. Relationship between calculus formation and carcinogenesis in the urinary bladder of rats administered the non-genotoxic agents, thymine or melamine. Carcinogenesis13:1043-1045.

[OMS] Organisation mondiale de la Santé. 2007. Sodium dichloroisocyanurate in drinking-water. Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-Water Quality [cité dans EFSA, 2010]. Accès : http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/chemicals/second_addendum_sodium_dichloroisocyanurate.pdf. p. 1-15.

[OMS] Organisation mondiale de la Santé. 2009. Toxicological and Health Aspects of Melamine and Cyanuric Acid. Report of a WHO Expert Meeting in Collaboration with FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations). Supported by Health Canada. 66 p.

[OMS] Organisation mondiale de la Santé. c2014. Health topics: Melamine [en ligne]. Genève (Suisse) : OMS. [consulté le 3 février 2014]. Accès : http://www.who.int/topics/melamine/en/

[OMS-FAO] Organisation mondiale de la Santé – Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture. 2009. Benefits and risks of the use of chlorine-containing disinfectants in food production and food processing: Report of a joint FAO/WHO expert meeting, Ann Arbor, MI, USA, 27–30 May 2008. Accès : http://www.fao.org/ag/agn/agns/files/Active%20Chlorine%20Report%20Version%20Final%20December%202009.pdf. p. 1-276.

Pang, J., Li, G.-Q., Li, C.-R., Yang, X.-Y., Lu, X., Hu, X.-X., Zhai, Q.-Q., Zhang, W.-X., Jiang, J.-D., You, X.-F. 2013. Toxicokinetic study of melamine in the presence and absence of cyanuric acid in rats. J. of Applied Tox. 33:444-450.

Panuwet, P., Nguyen, J.V., Wade, E.L., D'Souza, P.E., Ryan, P.B., Barr, D.B. 2012. Quantification of melamine in human urine using cation-exchange based high performance liquid chromatography tandem mass spectrometry. J. Chromatogr. B 887-888:48-54.

Parboosingh, J., Doig, A. 1973. Studies of nocturia in normal pregnancy. Journal of Obstetrics and Gynaecology of the British Commonwealth80:888-895.

Perucca, J., Bouby, N., Valeix, P., Bankir, L. 2007. Sex difference in urine concentration across differing ages, sodium intake, and level of kidney disease. Am J Physiol Regul Integr Comp Physiol 292:R700-R705.

Pharmakon Research. 1981. Genetic toxicology - Micronucleus test. Report for American Cyanamid Company, Study No. PH 309A-AC-001-81. Données inédites; cité dans OCDE, 2002.

Phromkunthong, W., Nuntapong, N., Boonyaratpalin, M., Kiron. V. 2013. Toxicity of melamine, an adulterant in fish feeds; experimental assessment of its effect on tilapia. J Fish Disease 36:555-568.

Puschner, B., et al. 2007. Assessment of melamine and cyanuric acid toxicity in cats. Journal of Veterinary Diagnostic Investigation 19(6):616-24.

Qin, Y., Lv, X., Li, J., Qi, J., Diao, Q., Liu, G., Xue, M., Wang, J., Tong, J., Zhang, L., Zhang, K. 2010. Assessment of melamine contamination in crop, soil and water in China and risks of melamine accumulation in animal tissues and products. Env. Int. 36:446-452.

Rai, N., Banerjee, D., Bhattacharyya, R. 2014. Urinary melamine: Proposed parameter of melamine adulteration of food. Nutrition 30:380-385.

Ramusino, M.C., Vailati, G. 1982. Modification in Salmo gairdneri due to 2,4,6 triamino 1,3,5 triazine (melamine). Acta Embryol. Morphol. Exper. N.s. 3(1):41-48. [cité dans ECHA, c2007-2013].

Reimschuessel, R., Evans, E., Andersen, W.C., Turnipseed, S.B., Karbiwnyk, C.M., Mayer, T.D., Nochetto, C., Rummel, N.G., Gieseker, C.M. 2010a. Residue depletion of melamine and cyanuric acid in catfish and rainbow trout following oral administration. J Vet Pharmacol Ther.33(2):172-82.

Reimschuessel, R., Evans, E.R., Stine, C.B., Hasbrouck, N., Mayer, T.D., Nochetto, C., Gieseker, C.M. 2010b. Renal crystal formation after combined or sequential oral administration of melamine and cyanuric acid. Food Chem Toxicol. 48:2898-2906.

Remer, T., Fonteyn, N., Alexy, U., Berkemeyer, S. 2006. Longitudinal examination of 24-h urinary iodine excretion in schoolchildren as a sensitive, hydration status-independent research tool for studying iodine status. Am J Clin Nutr. 83:639-646.

Revúsová, V., Zvara, V., Gratzlová, J. 1971. Some laboratory findings in patients with urolithiasis. Int. Urol. Nephrol. 3(3):251-258.

Rijcken, W.R.P. 1995. Primary skin irritation/corrosion study with melamine in the rabbit, confidential Notox project 146205 for DSM Melamine, 1995. Cité dans OCDE, 2002.

Roberts, T.R., Hutson, D.H. (éd.). 1999. Metabolic Pathways of Agrochemicals, Part 2: Insecticides and Fungicides. Cornwall (Royaume-Uni) : Royal Society of Chemistry, MPG Books, Ltd.: Bodmin, p. 741-743.

Rossman, T.G., et al. 1991. Performance of 133 compounds in the lambda prophage induction endpoint of the Microscreen assay and a comparison with S. typhimurium mutagenicity and rodent carcinogenicity assays. Mutation Research 260:349-367.

[RTECS] Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. 2013. Datasheet on melamine (108-78-1). [mis à jour en septembre 2013; consulté le 13 février 2013].

RTI. 1982. Evaluation of urolithiasis induction by melamine in male weanling Fischer 344 rats, Project No. 31T-2407 for American Cyanamid Company. Données inédites. Cité dans OCDE, 2002.

Santé Canada. 1994. L'évaluation du risque à la santé humaine des substances d'intérêt prioritaire. Ottawa (Ont.) : Santé Canada. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/ewh-semt/alt_formats/hecs-sesc/pdf/pubs/contaminants/approach/approche-fra.pdf

Santé Canada. 1995. Enquête sur l'exposition des êtres humains aux contaminants dans le milieu : Un guide pour les calculs de l'exposition. Ottawa (Ont.) : Les Grands Lacs : Impact sur la santé, Direction générale de la protection de la santé, Santé Canada. [disponible sur demande].

Santé Canada. 1998. Exposure factors for assessing total daily intake of priority substances by the general population of Canada. Rapport inédit. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Direction de l'hygiène du milieu. [disponible sur demande].

Santé Canada, 2008. Évaluation des risques pour la santé humaine de Santé Canada appuyant la conception de normes pour la mélamine dans les aliments. Préparé par le Bureau d'innocuité des produits chimiques, la Direction des aliments, la Direction générale des produits de santé et des aliments. Accès :http://www.hc-sc.gc.ca/fnan/pubs/melamine_hra-ers-fra.php .

Santé Canada. 2009. Questions et réponses – Mélamine [en ligne]. [mis à jour le 5 juin 2009; consulté le 7 février 2014]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/fnan/securit/chem-chim/melamine/qa-melamine-qr-fra.php

Santé Canada. 2012. Service de transcription d'étiquettes de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire [en ligne]. Recherche des étiquettes en ligne pour la cyromazine. [mis à jour le 28 janvier 2014; consulté le 28 janvier 2014]. Ottawa (Ont.) : Santé Canada, Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada. Accès : http://pr-rp.hc-sc.gc.ca/ls-re/index-fra.php .

Santé Canada [en ligne]. 2013a. Listes des additifs alimentaires autorisés dans ou sur les aliments vendus au Canada. [modifié le 27 juin 2013]. Accès : http://www.hc-sc.gc.ca/fnan/securit/addit/list/index-fra.php

Santé Canada. 2013b. Plan de travail concernant la réévaluation de la cyromazine. Note de réévaluation REV2013-16, 18 décembre 2013. Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, Santé Canada, 7 p.

Santé Canada. 2015. Supporting document for the Screening Assessment, Certain Organic Flame Retardants Substance Grouping; 1,3,5-Triazine-2,4,6-triamine (Melamine): Human Health Supplementary Data. Ottawa (Ont.) : Environnement et Changement climatique Canada. Disponible sur demande à l'adresse : substances@ec.gc.ca

Scorecard (the pollution information site) [en ligne]. c2011. Scorecard: Chemical profile for melamine. [consulté le 28 janvier 2014]. Financé par GoodGuide (US). Accès : http://scorecard.goodguide.com/chemical-profiles/summary.tcl?edf_substance_id=108%2d78%2d1

Sealy Technology Llc. 2012. Multi-layer multi-material foam mattresses. Numéro de publication WO 2012145320 A1. Accès : http://www.google.com/patents/WO2012145320A1?cl=en

Seiler, J.P. 1973. A survey on the mutagenicity of various pesticides. Experienta 29:622-623.

Selden, J.R., et al. 1994. Validation of a flow cytometric in vitro DNA repair (UDS) assay in rat hepatocytes. Mutation Research315(2):147-167.

Shelby, M.D., et al. 1993. Evaluation of a three-exposure mouse bone marrow micronucleus protocol: Results with 49 chemicals. Environmental and Molecular Mutagenesis 21:160-179.

Smith, G.R., Stearley, R.F. 1989. The classification and scientific names of rainbow trout and cutthroat trouts. Fisheries 14(1):4-10.

Soubrier, R., Burlet, P. 1972. Dermatoses provoquées par la mélamine. Arch. Mal. Prof. Trav. Sec. Soc. 33:202-204. Cité dans OCDE, 2002.

Statistique Canada. 2004. Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes – Nutrition (ESSC). Renseignements détaillés pour 2004 (Cycle 2.2). Ottawa (Ont.) : Statistique Canada. Accès : http://www23.statcan.gc.ca/imdb/p2SV_f.pl?Function=getSurvey&SDDS=5049&lang=en&db=imdb&adm=8&dis=2

Statistique Canada. 2014. Base de données sur le commerce international canadien de marchandises [en ligne]. Tableau 990-0029; 29. Importations – Produits chimiques organiques (Data selection; 293361 Mélamine) [mis à jour le 6 juin 2014; consulté en juin 2014]. Gouvernement du Canada. Accès : http://www5.statcan.gc.ca/cimt-cicm/topNCountryCommodities-marchandises?countryId=999&tradeType=3&usaState=&topNDefault=10&freq=6&commodityName=Melamine&lang=fra&refYr=2014&sectionId=&chapterId=29&arrayId=9900000&provId=1&refMonth=12&commodityId=293361

Stine, C.B., Reimschuessel, R., Keltner, Z., Nochetto, C.B., Black, T., Olejnik, N., Scott, M., Bandele, O., Nemser, S.M., Tkachenko, A., et al. 2014. Reproductive toxicity in rats with crystal nephropathy following high doses of oral melamine or cyanuric acid. Food and Chemical Toxicology 68:142-153.

[STP-EX] Sewage Treatment Plant Expanded Model. 2008. Windsor (Ont.) : Université de Windsor, Dept. of Civil and Environmental Engineering. [modèle décrit dans Seth et al., 2008].

Sun, Y., Jiang, Y.-N., Xu, C.-F., Du, Y.-X., Zhang, J.-J., Yan, Y., Gao, X.-L. 2014. The recovery of bladder epithelial hyperplasia caused by a melamine diet-induced bladder calculus in mice. Food and Chemical Toxicology 64:378-382.

Sun, Y.-J., Wang, H.-P., Liang, Y.-J., Yang, L., Li, W., Wu, Y.-J. 2012. An NMR-based metabonomic investigation of the subacute effects of melamine in rats. J. of Proteome Research 11:2544-2550.

[SWISSI] The Swiss Institute of Safety and Security. 2009. Determination of some physical-chemical properties of Melamine. Report. Assignment no.: 204611.08.0640.02. Bâle (Suisse) : SWISSI. 7 p. [accès restreint].

Swope, H.G., Kenna, M. 1950. Effect of organic compounds on biochemical oxygen demand. Sew Ind Wastes Eng. 21:467. [cité dans Niemi et al., 1987].

[TaPL3] Long Range Transport and Persistence Level III model [en ligne]. 2003. Version 3.0. Peterborough (Ont.) : Université Trent, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. [consulté le 1er juin 2014]. Accès : www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/TP300.html

Takagi, K., Fujii, K., Yamazaki, K., Harada, N., Iwasaki, A. 2012. Biodegradation of melamine and its hydroxy derivatives by a bacterial consortium containing a novel Nocardioidesspecies. Appl. Microbiol. Biotechnol 94:1647-1656.

Home Depot Canada [en ligne]. 2014. Produits contenant de la mélamine (ou en faisant mention) [consulté en avril 2014]. Accès : http://www.homedepot.ca/webapp/wcs/stores/servlet/SearchView?catalogId=10051&storeId=10051&langId=-16&N=0&Ntt=melamine&Nty=1&D=melamine&Ntx=mode+matchallpartial&Dx=mode+matchallpartial&s=true

Thiersh, J.B. 1957. Effect of 2,4,6, triamino-s-triazine (TR), 2,4,6 tris(ethyleneimino)-s-triazine (TEM) and N, N', N''-triethylenephosporamide (TEPA) on rat litter in utero. Proceedings of the Society for Experimental Biology and Medicine 94:36-40.

Thorp, J.M., Norton, P.A., Lewis, Wall L, Kuller, J.A., Eucker, B., Wells, E. 1999. Urinary incontinence in pregnancy and the puerperium: A prospective study. Am. J. Obstet. Gynecol.181:266-273.

Tian, Y., Chen, L., Gao, L., Wu, M., Dick, W.A. 2012. Comparison of three methods for detection of melamine in compost and soil. Sci Total Environ 417-418:255-262.

Tittlemier, S., Lau, B.P.-Y., Ménard, C., Corrigan, C., Sparling, M., Gaertner, D., Cao, X.-L., Dabeka, R. 2010a. Baseline levels of melamine in food items sold in Canada. I. Dairy products and soy-based dairy replacement products. Food Additives and Contaminants: Part B 3(3):135-139.

Tittlemier, S., Lau, B.P.-Y,, Ménard, C., Corrigan, C., Sparling, M., Gaertner, D., Cao, X.-L., Dabeka, R., Hilts, C. 2010b. Baseline levels of melamine in food items sold in Canada. II. Egg, soy, vegetable, fish and shrimp products. Food Additives and Contaminants: Part B 3(3):140-147.

Tittlemier, S., Lau, B.P.-Y., Ménard, C., Corrigan, C., Sparling, M., Gaertner, D., Pepper, K., Feeley, M. 2009. Melamine in infant formula sold in Canada: Occurrence and risk assessment. Journal of Agricultural and Food Chemistry57:5340-5344.

Tolleson, W.H., Diachenko, G.W., Folmer, D., Doell, D., Heller, D., Laurel, M.D. 2009. Background paper on the chemistry of melamine alone and in combination with related compounds. Prepared for the WHO expert meeting on toxicological and health aspects of melamine and cyanuric acid in collaboration with FAO; Supported by Health Canada, Ottawa, Canada, 1– 4 December 2008. World Health Organization, Geneva.

Ubaidellajev, R.U., et al. 1993. Gigiena i Sanitariya 58:14-16; cité dans RTECS, 2013 [consulté le 13 février 2013].

[UE]. Union européenne. 2008. European Union Risk Assessment Report. Tris(2-chloro-1-methylethyl)phosphate (TCPP). Luxembourg : Office des publications de l'Union européenne. [en ligne]. [consulté le 18 juin 2014]. Accès : http://esis.jrc.ec.europa.eu/doc/risk_assessment/REPORT/tcppreport425.pdf

[UE] Union européenne. 2011. Règlement UE no 10/2011 de la Commission du 14 janvier 2011 concernant les matériaux et objets en matière plastique destinés à entrer en contact avec les denrées alimentaires. 9 p. Accès : http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=CONSLEG:2011R0010:20111230:EN:PDF

[US CDC] U.S. Centers for Disease Control and Prevention. 2004. National Health and Examination Survey; Laboratory procedures manual. 988 p. [consulté en mars 2014]. Accès : http://www.cdc.gov/nchs/data/nhanes/nhanes_03_04/lab.pdf

[US CDC] U.S. Centers for Disease Control and Prevention. 2010a. National Health and Examination Survey 2003-2004. Data Documentation, Codebook, and Frequencies. Fichiers Melamine (Surplus Urine) (SSMEL_C). Révisé en avril 2010. [consulté en mars 2014]. Accès : http://www.cdc.gov/nchs/nhanes/nhanes2003-2004/SSMEL_C.htm; ftp://ftp.cdc.gov/pub/Health_Statistics/nchs/nhanes/2003-2004/SSMEL_C.XPT [NOTA : le logiciel SAS ou le visualiseur SAS est nécessaire pour consulter le site].

[US CDC] U.S. Centers for Disease Control and Prevention. 2010b. National Health and Examination Survey 2003-2004. Demographic Data. [consulté en mars 2014]. Accès : ftp://ftp.cdc.gov/pub/Health_Statistics/nchs/nhanes/2003-2004/DEMO_C.XPT [NOTA : le logiciel SAS ou le visualiseur SAS est nécessaire pour consulter le site].

[US CDC] U.S. Centers for Disease Control and Prevention. 2012. The National Health and Nutrition Examination Survey: Sample design, 1999–2006. National Center for Health Statistics. Vital Health Stat 2(155), 46 p. [consulté en mars 2014]. Accès : http://www.cdc.gov/nchs/data/series/sr_02/sr02_155.pdf

[US CPSC] U.S. Consumer Product Safety Commission. 2005. Analysis of FR Chemicals Added to Foams, Fabric, Batting, Loose Fill, and Barriers. Mémoire daté du 10 mai 2005, 20 p.

[US CPSC] U.S. Consumer Product Safety Commission. 2006. CPSC staff preliminary risk assessment of flame retardant (FR) chemicals in upholstered furniture foam. 212 p.

[US eCFR] U.S. Electronic Code of Federal Regulations [en ligne]. 2014a. 21 CFR 175.105 [à jour au 30 janvier 2014]. Washington (DC) : National Archives and Record Administration, Office of the Federal Register (OFR); U.S. Government Printing Office. [consulté en janvier 2014]. Accès : http://www.gpoaccess.gov/ecfr

[US eCFR] U.S. Electronic Code of Federal Regulations [en ligne]. 2014b. 21 CFR 175.300 et 175.320 [à jour au 30 janvier 2014]. Washington (DC) : National Archives and Record Administration, Office of the Federal Register (OFR); U.S. Government Printing Office. [consulté en janvier 2014]. Accès : http://www.gpoaccess.gov/ecfr

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2007. High Production Volume Information System (HPVIS) [base de données en ligne]. Résultats de recherche pour no CAS 108-78-1. Washington (DC) : USEPA. [consulté le 29 janvier 2014]. Accès : http://www.epa.gov/chemrtk/hpvis/index.html

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2011. Exposure factors handbook: 2011 edition. National Center for Environmental Assessment, Washington (DC); EPA/600/R-09/052F. Disponible auprès du National Technical Information Service, Springfield (VA). Accès : http://www.epa.gov/ncea/efh

[US NTP] United States National Toxicology Program. 1983. Carcinogenesis bioassay of melamine in F344/N rats and B6C3F1 mice (feed study); Technical Report Series No. 245. US Department of Health and Human Services. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/ntp/htdocs/lt_rpts/tr245.pdf#search=Technical%20Report%20Series%20No.%20245

[US Testing Company] United States Testing Company Inc (Hoboken, New Jersey). 1988. Algal growth inhibition test (OECD method) using CT-338-87. Test report no.: 07383. Rapport inédit préparé pour l'American Cyanamid Company (Wayne, New Jersey). 8 p. [accès restreint].

Vaishnav, D.D. 1984. Biochemical oxygen demand data base. Element 16, vol. 1. In: Call, D.J, Brooke, L.T., Vaishnav, D.D. (éd.). 1984. Aquatic Pollutant Hazard Assessment and Development of Hazard Prediction Technology by Quantitative Structure-Activity Relationships. EPA-CR809234. Superior (WI) : Université du Wisconsin. [cité dans Niemi et al., 1987].

Van Haarst, E.P., Heldeweg, E.A., Newling, D.W., Schlatmann, T.J. The 24-h frequency-volume chart in adults reporting no voiding complaints: defining reference vales and analysing variables. BJU International93:1257-1261.

Vernon, P.A., et al. 1990. Acute toxicologic evaluation of melamine. Cité dans Acute toxicity data, édité par R.A. Parent. Journal of the American College of Toxicology Part B 1:110. Société détentrice : American Cyanamid Co.

Wackett, L.P., Sadowsky, M.J., Martinez, B., Shapir, N. 2002. Biodegradation of atrazine and related s-triazine compounds: from enzymes to field studies. Appl Microbiol Biotechnol. 58(1):39-45.

Wang, H., Gen, C., Li, J., Hu, A. 2014. Characterization of a novel melamine-degrading bacterium isolated from a melamine-manufacturing factory in China. App Micorbiol Biotechnol. 98:3287-3293

Wang, W., Chen, H., Yu, B., Mao, X., Chen, D. 2013. Tissue deposition and residue depletion of melamine in fattening pigs following oral administration. Food Additives & Contaminants: Part A 31(1):7-14.

Wang, Z., Chen, L., Al-Kasir, R., Han, B. 2011. In vitro toxicity of melamine against Tetrahymena pyriformis cells. J Vet Sci.12(1):27-34.

Wang, Z., Qi, X., Zou, M., Zhang, Z., Xu, F. 2009. Cytotoxicity assessment of melamine using the ciliated protozoan Tetrahymena pyriformis. Asian Journal of Ecotoxicology 4(1):35-39.

Weber, J.B. 1970. Adsorption of s-triazines by montmorillonite as a function of pH and molecular structure. Soil Sci Soc Amer Proc. 34:401-404.

Wehner, D.J., Martin, D.L. 1989. Melamine/urea and oxamide fertilization of Kentucky bluegrass. Urbana (IL) : Université de l'Illinois, Dept. of Horitculture, 15 p.

Weil, E.D., Choudhary, V. 1995. Flame-retarding plastics and elastomers with melamine. J Fire Sci. 13(mars/avril):104-126.

Wei, Y., Liu, D. 2012. Review of melamine scandal: still a long way ahead. Toxicol Ind Health 28(7):579-582.

Williamson, M.A., Snyder, L.M. (éd.). 2011. Wallach's Interpretation of Diagnostic Tests. 9e édition, revue le 12 février 2014. Philadelphie (PA) : Lippincott Williams and Wilkins.

Wong, C.K., Chan, M.H.M., Kwok, J.S.S., Ho, C.S., Ng, P.C., Suen, S.H., Fung, K.P., Lau, C.M., Fok, T.F. 2013. Diagnostic tools for detection of intoxication by melamine and its analogue. Hong Kong Med J. 19(6), supplément 8:12-15.

[WSJ] The Wall Street Journal [en ligne]. 2008. China adopts new melamine standards. New York (NJ) : Dow Jones & Company. Accès : http://blogs.wsj.com/chinarealtime/2008/10/08/chinaadopts-new-melamine-standards/

Wu, A.H.B. 2006. Tietz clinical guide to laboratory tests. 4e éd. St. Louis (MO) : Saunders Elsevier, p. 1102-1104.

Wu, C.F., Hsieh, T.J., Chen, B.H., Liu, C.C., Wu, M.T. 2013. A cross over study of noodle soup consumption in melamine bowls and total melamine excretion in urine. JAMA Inter Med. 173(4):317-319.

Wu, C.-F., Liu, C.-C., Chen, B.-H., Huang, S.-P., Lee, H.-H., Chou, Y.-C., Wu, W.-J., Wu, M.-T. 2010a. Urinary melamine and adult urolithiasis in Taiwan. Clinica Chimica Acta 411:184-189.

Wu, Y.-T., Huang, C.-M., Lin, C.-C., Ho, W.-A., Lin, L.-C., Chiu, T.-F., Tarng, D.-C., Lin, C.-H., Tsai, T.-H. 2010b. Oral bioavailability, urinary excretion and organ distribution of melamine in Sprague-Dawley rats by high-performance liquid chromatography with tandem mass spectrometry. J. Agric. Food Chem. 58:108-111.

Xue, J., Ai, Q., Mai, K., Xu, W., Yang, Y., Liufu, Z. 2011a. Effects of melamine on growth performance and skin color of darkbarbel catfish (Pelteobagrus vachelli). Aquaculture 320:142-146.

Xue, M., Qin, Y., Wang, J., Qui, J., Wu, X., Zheng, Y., Wang, Q. 2011b. Plasma pharmacokinetics of melamine and a blend of melamine and cyanuric acid in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Regulatory Toxicology and Pharmacology 61:93-97.

Xu, S., Zhang, Y., Sims, A., Bernards, M., Hu, Z. 2013. Fate and toxicity of melamine in activated sludge treatment systems after a long-term sludge adaptation. Water Res. 47:2307-2314.

Yalkowsky, S.H., He, Y. 2003 Handbook of aqueous solubility data. Boca Raton (FL) : CRC Press LLC.

Yurdakok, B., Filazi, A., Ekici, H., Celik, T.H., Sireli, U.T. 2015. Correction: Melamine in breast milk. Toxicol. Res. 4:527.

Yang, F., Mao, Y., Zhang, X., Ma, Z., Zhang, X. 2009. LC-MS/MS method for the determination of melamine in rat plasma: Toxicokinetic study in Sprague–Dawley rats. J. Sep. Sci. 32:2974-2978.

Yang, J., et al. 2011. Melamine impairs spatial cognition and hippocampal synaptic plasticity by presynaptic inhibition of glutamatergic transmission in infant rats. Toxicology 289:167-174.

Yasunaga, K., et al. 2004. Evaluation of the Salmonella umu test with 83 NTP chemicals. Environmental and Molecular Mutagenesis44: 329-345.

Yurdakok, B., Filazi, A., Ekici, H., Celik, T.H., Sireli, U.T. 2014. Melamine in breast milk. Toxicol. Res. 3:242-246.

Zeiger, E. 1987. Carcinogenicity of mutagens: Predictive capability of the Salmonella Mutagenesis assay for rodent carcinogenicity. Cancer Research47:1287-1296. Laboratoire d'essai : Haworth, et al.. 1983. Résumé dans le tableau 1.

Zhang, Q., et al. 2012. Urinary biomarker detection of melamine- and cyanuric acid-induced kidney injury in rats. Toxicological Sciences 129:1-8.

Zhu, X., Wang, S., Liu, Q., Xu, Q., Xu, S., Chen, H. 2009. Determination of residues of cyromazine and its metabolite, melamine, in animal-derived food by gas chromatography-mass spectrometry with derivatization. J Agric. Food Chem. 57:11075-11080

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12. Annexes

Annexe A : Résultats modélisés sur la dégradation pour la mélamine

Tableau A-1. Summary of modelled data for degradation of melamine in air
Processus du devenirModèle et base du modèleRésultat et prévision du modèleDemi-vie extrapolée (jours)
Oxydation atmosphériqueAOPWIN, 2010t½ = 16,2 joursasupérieur(e) u égal(e) à 2 jours
Réaction avec l'ozoneAOPWIN, 2010S.O.S.O.

Abréviations : S.O., sans objet

aL'estimation est fondée sur une journée de 12 heures et une concentration de radicaux HO troposphériques moyenne de 1,5 × 106 HO/cm3.

Tableau A-2. Résumé des données modélisées pour la dégradation de la mélamine dans l'eau
Processus du devenirModèle et base du modèleRésultat et prévision du modèleDemi-vie extrapolée (jours)
HydrolyseHYDROWIN, 2010a,bS.O.S.O.
Primaire
Biodégradation (aérobie)
BIOWIN, 2010b
Sous-modèle 4 : enquête d'expert
(résultats qualitatifs)
3,3c~ 182
Ultime
Biodégradation (aérobie)
BIOWIN, 2010b
Sous-modèle 3 : enquête d'expert
(résultats qualitatifs)
2,3c~ 182
Ultime
Biodégradation (aérobie)
BIOWIN, 2010b
Sous-modèle 5 : Probabilité linéaire MITI
0,02dsupérieur(e) u égal(e) à 182
Ultime
Biodégradation (aérobie)
BIOWIN, 2010b
Sous-modèle 6 : Probabilité non linéaire MITI
0dsupérieur(e) u égal(e) à 182
Ultime
Biodégradation (aérobie)
CATALOGIC, 2010
% DBO
(demande biochimique en oxygène)
% DBO = 0
« se biodégrade lentement »
supérieur(e) u égal(e) à 182

Abréviations : S.O., sans objet

a Le modèle ne précise pas d'estimation pour ce type de structure.

b EPI Suite (2010).

c Le résultat s'exprime par une valeur numérique de 0 à 5.

d Le résultat s'exprime par un taux de probabilité.

Annexe B : Estimations des limites supérieures d'absorption quotidienne de mélamine (µg/kg-p.c. par jour) par la population générale du Canada par les aliments, l'eau et la poussière

Estimations des limites supérieures d'absorption quotidienne de mélamine (µg/kg-p.c. par jour) par la population générale du Canada par les aliments, l'eau et la poussière
Voie d'exposition0 à 6 mois, nourri au lait materneld0 à 6 mois, nourri à la préparation pour nourrissonse0 à 6 mois, non nourri à la préparation pour nourrissonse0,5 à 4 ansf5 à 11 ansg12 à 19 ansh20 à 59 ansi60 ans et +j
Alimentsa-0,72b
(1,7)
0.72b
(1.7)
0,46c
(1,2)
0,32
(1,2)
0,22
(0,73)
0,21
(0,80)
0,21
(0,80)
Eau potablek-5,3
(21)
2,0
(8,0)
2,3
(9,0)
1.8
(7.1)
1,0
(4,0)
1,1
(4,2)
1,1
(4,4)
Lait maternel2,7
(7,6)
-------
Poussière/sollinférieur(e) à 0,0001inférieur(e) à 0,0001inférieur(e) à 0,0001inférieur(e) à 0,0001inférieur(e) à 0,0001inférieur(e) à 0,0001inférieur(e) à 0,0001inférieur(e) à 0,0001

s.o. = sans objet, ou non disponible.

a L'absorption quotidienne par les aliments est fondée sur une évaluation semi-probabiliste; l'absorption moyenne est indiquée ici aux fins de discussions pour le tableau 9-6. Les résultats de l'évaluation semi-probabiliste sont discutés dans le texte de la section 9.1.1 et présentés au tableau 9.1.

bD'après un groupe âgé de 1 an et moins plutôt que 0 à 6 mois; comprend les nourrissons nourris ou non à la préparation pour nourrissons.

cD'après un groupe âgé de 1 à 4 ans plutôt que 0,5 à 4 ans.

dAucune donnée sur les concentrations de mélamine dans le lait maternel canadien n'a été relevée. En Turquie, la mélamine a été mesurée dans le lait maternel de 77 mères allaitantes. De la mélamine a été détectée dans 21 % des 77 échantillons, à des concentrations variant entre 10,1 et 76,4 µg/L (moyenne de 27,1 µg/L). Les concentrations moyenne et maximale de mélamine dans le lait maternel ont été utilisées pour estimer l'absorption quotidienne.

eEn supposant que le nourrisson pèse 7,5 kg, respire 2,1 m3 d'air par jour, boit 0,8 L d'eau par jour (nourri à la préparation pour nourrissons en poudre) ou 0,2 L d'eau par jour (non nourri à la préparation pour nourrissons) et ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).

fEn supposant que l'enfant pèse 15,5 kg, respire 9,3 m3 d'air par jour, boit 0,2 L d'eau par jour et ingère 100 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).

gEn supposant que l'enfant pèse 31 kg, respire 14,5 m3 d'air par jour, boit 0,4 L d'eau par jour et ingère 65 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).

hEn supposant que le jeune pèse 59,4 kg, respire 15,8 m3 d'air par jour, boit 0,4 L d'eau par jour et ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).

iEn supposant que la personne pèse 70,9 kg, respire 16,2 m3 d'air par jour, boit 0,4 L d'eau par jour et ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).

jEn supposant que la personne pèse 72 kg, respire 14,3 m3 d'air par jour, boit 0,4 L d'eau par jour et ingère 30 mg de sol par jour (Santé Canada, 1998).

kAucune donnée sur les concentrations de mélamine dans l'eau potable canadienne n'a été relevée. Toutefois, les concentrations de mélamine dans l'eau potable répertoriées dans différentes régions du monde variaient entre 10 et 200 µg/kg (concentrations moyenne et médiane = 50 µg/kg) d'après 20 échantillons d'eau du robinet échantillonnés par l'industrie et déclarés à l'EFSA (2010). Les concentrations moyenne et maximale de mélamine dans l'eau potable ont été utilisées pour la caractérisation de l'exposition.

lAucune donnée sur les concentrations de mélamine dans la poussière et aucune donnée sur les concentrations de mélamine dans le sol nordaméricain n'ont été répertoriées. Cependant, en Chine, les sols ont été testés à une distance de 100 m et d'environ 150 km des usines de fabrication de mélamine. À 100 m, les concentrations de mélamine dans le sol variaient de 0 à 41,1 mg/kg. À environ 150 km des usines de fabrication de mélamine, les concentrations dans les sols agricoles variaient entre 0 et 0,176 mg/kg (Qin et al., 2010). Puisque les concentrations mesurées à plus grande distance d'une usine de fabrication de mélamine seraient plus représentatives des concentrations dans le sol du Canada, la concentration maximale mesurée dans le sol agricole à 150 km d'une usine de fabrication de mélamine a été utilisée dans une estimation déterministe de l'absorption quotidienne.

Annexe C : Résumé des données sur l'occurrence de la mélamine utilisées pour estimer l'exposition alimentaire et la méthodologie d'évaluation alimentairea

Résumé des données sur l'occurrence de la mélamine utilisées pour estimer l'exposition alimentaire et la méthodologie d'évaluation alimentaire
AlimentNbre d'échantillonsConcentration moyenne de mélamine en μg/kg.b
(intervalle entre parenthèses)
Préparation pour nourrissons en poudre (lait, soja)6442,9 (inférieur(e) à LD à 346)
Préparation pour nourrissons concentrée (lait, soja)2417,5 (5,5 à 34,5)
Préparation pour nourrissons prête à la consommation (lait, soja)627,5 (inférieur(e) à LD à 68,9)
Lait – entier, 2 %,1 %, écrémé684,1 (inférieur(e) à LD à 7,4)
Lait – évaporé, condensé178,3 (inférieur(e) à LD à 30,7)
Lait frappé9inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Lait en poudre116,3 (inférieur(e) à LD à 12,3)
Lait au chocolat3inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Autres boissons au lait623,3 (inférieur(e) à LD à 71,9)
Crème4inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Crème glacée, dessert de soja glacé11inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Yogourt, boisson au yogourt374,2 (inférieur(e) à LD à 7,3)
Friandise au chocolat ou au lait11667,2 (inférieur(e) à LD à 7 290)
Café au lait, café1587,9 (inférieur(e) à LD à 282)
Thé au lait716,1 (inférieur(e) à LD à 89)
Substitut de repas717,3 (inférieur(e) à LD à 53,0)
Fromage7inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Boisson au soja464,1 (inférieur(e) à LD à 6,6)
Céréale de soja6inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Tartinade de soja4inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Œuf (en conserve, liquide, glacé)610,4 (inférieur(e) à LD à 42,1)
Substitut de viande385,9 (inférieur(e) à LD à 36,4)
Tofu12inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Sauce (tartare, teriyaki, soja, hoisin)13inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Mayonnaise164,1 (inférieur(e) à LD à 5,1)
Pâtes, nouilles154,2 (inférieur(e) à LD à 5,9)
Céréales de petit déjeuner3inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Barre énergétique145,4 (inférieur(e) à LD à 22,1)
Crêpe, muffin, gaufre (mélange)17inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Pâte à biscuit7inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Gâteau (prêt à la consommation, mélange)184,6 (inférieur(e) à LD à 8,6)
Tarte2inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Saucisse sur bâtonnet, saucisse de Francfort, roulé à la saucisse3inférieur(e) à LD (inférieur(e) à LD)
Pépite ou lanière de poulet415,8 (inférieur(e) à LD à 27,6)
Crevette7571,8 (inférieur(e) à LD à 1 156)
Poisson (tilapia, sole)84,1 (inférieur(e) à LD à 4,8)
Anguille452,2 (11,6 à 92,6)
Épinards (surgelés)48,8 (inférieur(e) à LD à 23,1)
Pommes de terre (en conserve, séchées)264,9 (inférieur(e) à LD à 23,6)
Champignons (en conserve, séchés, marinés)38144,6 (inférieur(e) à LD à 757)
Oignons (frais, surgelés, séchés, marinés, en poudre)124,3 (inférieur(e) à LD à 8,1)
Tomates (en conserve, séchées, en pot, en jus, en soupe)3836,9 (inférieur(e) à LD à 153)
Mélanges de sauce en poudre918,4 (inférieur(e) à LD à 116)

a Données tirées de Tittlemier et al., 2009; Tittlemier et al., 2010a; Tittlemier et al., 2010b.

b Une valeur équivalente à la limite de détection de 4 µg/kg a été attribuée aux échantillons où aucune mélamine n'a été détectée; limite de détection.

Méthodologie d'évaluation alimentaire et hypothèses

Les données sur la consommation alimentaire sont tirées de l'Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (ESCC) – Cycle 2.2 de 2004 de Statistique Canada. Les poids corporels mesurés et déclarés lors de l'ESCC ont aussi été utilisés. Si les données sur la consommation pour certains aliments n'étaient pas disponibles auprès de l'ESCC (café ou thé au lait, barre énergétique), des aliments semblables ont été utilisés (café ou thé instantané au lait, barre de céréales). De plus, certains types d'aliments qui ont été analysés pour détecter la présence de mélamine en raison de la présence possible de protéines de lait ont été utilisés pour représenter les concentrations de tous ces types d'aliments (p. ex. : produits de poulet, de saucisse et de biscuits). Dans les deux cas, l'exposition peut être surestimée en raison de la fréquence de consommation élevée des aliments de remplacement ou de la présence de mélamine dans la protéine de lait, mais pas dans d'autres parties du type d'aliment. De même, les concentrations de mélamine détectées dans un certain nombre de produits d'épinards, de pommes de terre, de champignons, d'oignons et de tomates ont été utilisées pour représenter, de manière conservatrice, les concentrations de mélamine dans tous les produits alimentaires contenant ces légumes, y compris les légumes frais.

Annexe D : Estimations d'exposition à la mélamine découlant de certains produits

À partir des renseignements accessibles, on a estimé l'absorption par exposition cutanée pour le contact direct des jeunes enfants et des adultes avec des matelas contenant de la mousse et avec des articles fabriqués connexes. On a également calculé les estimations de l'exposition orale pour les jeunes enfants qui mâchonnent (suçotent) les articles manufacturés en mousse destinés à une utilisation par ou pour des enfants. Les tableaux D-1 et D-2 présentent les valeurs et les paramètres d'exposition, fondés sur des hypothèses prudentes, qui sont utilisés pour estimer les expositions.

Absorption = [SC × FCP × M × DE × AC] / P.C.

Tableau D-1 : Paramètres d'estimations d'absorption de mélamine par voie cutanée pour l'exposition aux matelas en mousse de polyuréthane
SymboleDescriptionValeur
SCaSurface de contact avec la peau215 + 330 cm2 (nourrisson)
357 + 435 cm2 (tout-petit)
1 395 + 638 cm2 (adulte)
FCPbFacteur de contact avec la peau0,13
McVitesse de migration6,5 × 10-3 mg/cm2/h
DEdDurée de l'exposition12 h par jour (nourrisson)
12 h par jour (tout-petit)
8 h par jour (adulte)
DAAbsorption cutanée0,16e
P.C.fPoids corporel7,5 kg (nourrisson)
15,5 kg (tout-petit)
70,9 kg (adulte)
AbsorptionAbsorption de mélamine (mg/kg p.c. par jour)0,115 (nourrisson)
0,083 (tout-petit)
0,031 (adulte)

a Pour ce scénario, on présume qu'une personne porte un short et un t-shirt. La surface de contact d'exposition est fondée sur l'exposition à une partie des membres inférieurs et de l'arrière de la tête. La surface de contact des membres inférieurs (Santé Canada, 1995) a été multipliée par un tiers dans le but de tenir compte de la forme triangulaire des membres, dont un seul côté est en contact direct avec le matelas (CPSC, 2006b). La surface de contact de la tête (Santé Canada, 1995) a été multipliée par un facteur de 0,5 dans le but de représenter l'exposition de l'arrière de la tête seulement.

b Aucun facteur de contact avec la peau particulier à la mélamine, c.-à-d. la fraction de substance sur une surface qui adhère à la peau, n'a été déterminé dans la documentation. Par conséquent, on a choisi une valeur de 0,13, moyenne de différentes substances (c.-à-d. le malathion, le glyphosate, la perméthrine et le TRIS [phosphate de tris-(2,3-dibromopropyle)]) de différents textiles dans des simulations humides et sèches (USCPSC, 2006).

c Vitesse de migration de la mousse à la surface des meubles (extrapolée à partir des vitesses de migration du TBB et du TDCPP tel qu'il est indiqué au tableau 9-5).

d La durée d'exposition pendant le sommeil a été ajustée en fonction des durées déclarées au CPSC (2006) pour une personne qui demeure tranquillement assise, pour tenir compte des durées de sommeil qui sont plus longues par rapport au fait d'être assis.

e Voir le texte intitulé « Produits de bricolage » dans la section « Produits de consommation ».

f Santé Canada (1998).

Absorption = [SC × M × DE] / P.C.

Tableau D-2. Paramètres d'estimations d'absorption de la mélamine par voie orale (mâchonnement) pour l'exposition à la mousse de polyuréthane
SymboleDescriptionValeur
SCaSurface exposée au mâchonnement direct20 cm2
MbVitesse de migration6,5 × 10-3 mg/cm2/h
EDcDurée de l'exposition24,5 min par jour
P.C.dPoids corporel15,5 kg (tout-petit)
AbsorptionAbsorption calculée en mg/kg p.c. par jour3,42 × 10-3

a La surface de contact est fondée sur le jugement scientifique professionnel qui reflète le double de la surface de contact de l'ouverture de la bouche d'un tout-petit.

b La vitesse de migration de 6,5 × 10-3 mg/cm2/h telle que présentée dans le scénario cutané a également été utilisée pour estimer l'exposition orale.

c Le temps que passent les enfants à mâchonner des produits en mousse comme les tapis de sieste, les sièges d'auto et les petits meubles est fondé sur la durée de mâchonnement des « autres objets » indiquée dans la publication de Norris et Smith (2002) citée dans l'USEPA (2011).

d Santé Canada (1998).

Annexe E : Valeurs des volumes d'urine quotidiens types

Valeurs des volumes d'urine quotidiens types
SexeAge (ans)Volumes d'urine moyens quotidiens
(L par jour)
Références
Hommes et femmes6 à 110,274 à 1,14ICRP, 2003; Lakind et Naiman, 2008; Lentner, 1981; Remer et al., 2006; Wu, 2006
Hommes et femmes12 à 190,441 à 1,4ICRP, 2003; Lentner, 1981; Wu, 2006
Hommes et femmes20 à 590,6 à 2,03Davison et Nobel, 1981; Francis, 1960; ICRP, 2003; Lakind et Naiman, 2008; Lentner, 1981; Parboosingh et Doig, 1973; Perucca et al., 2007; Revúsová, 1971; Van Haarst et al., 2004; Wu, 2006
Femmes enceintes----0,8 à 2,7Davison et Nobel, 1981; Francis, 1960; Higby et al., 1994; Neithardt et al., 2002; Parboosingh et Doig, 1973; Thorp et al., 1999
Hommes et femmes60 à 790,25 à 2,4ICRP, 2003; Lentner, 1981; Wu, 2006

Annexe F : Études internationales sur la mélamine

Les études de Kong et al. (2011) et de Wu et al. (2010a) ne peuvent être comparées à celle de Panuwet et al. (2012), car différentes unités de mesure ont été utilisées (ng/mL vs µg/mmol de créatinine). L'étude de Liu et al. (2011) indique des concentrations qui varient d'une quantité inférieure à la limite de détection de la méthode (LDM) à 192 ng/mL pour 422 sujets adultes de Taïwan. Ces données sont comparables aux valeurs des concentrations détectées chez 492 sujets des États-Unis (inférieur(e) à LD à 161 ng/mL).

Wu et al. (2013) ont mené une étude unique sur la biosurveillance dans laquelle les concentrations de mélamine ont été mesurées dans l'urine de 12 adultes taïwanais, qui ont mangé de la soupe aux nouilles chaude dans des bols en mélamine et en céramique, à différents moments. L'excrétion totale de mélamine dans l'urine était de 8,35 ± 1,91 µg 12 heures après avoir mangé de la soupe aux nouilles dans des bols en mélamine, et de 1,31 ± 0,44 µg 12 heures après mangé de la soupe aux nouilles dans des bols en céramique (les volumes d'urine par personne n'ont pas été déclarés). L'excrétion urinaire la plus élevée s'est produite après une période de plus de 4 à 6 heures, et était d'environ 6,8 µg/mmol de créatinine (interprétée à l'aide de la figure A de l'article). L'élimination urinaire de la mélamine ayant une demi-vie déclarée de 6 heures, cela équivaut à environ 12,8 µg/mmol de créatinine après 24 heures. Ces valeurs correspondent à l'intervalle de 0,02 à 20 µg/mmol de créatinine de mélamine dans l'urine déclaré par Wu et al. (2010a) pour 22 adultes de Taïwan (voir le tableau 9.4b). Wu et al.(2013) ont indiqué qu'une seule marque de bols en mélamine avait été sélectionnée pour cette étude, qui est l'une des 5 marques testées dans l'étude de Chien et al. (2011) (voir la section 9.1.1.6 « Migration à partir du plastique melaware »).

Tableau F-1. Concentrations de mélamine dans l'urine des populations à l'extérieur de l'Amérique du Nord
RégionDate de l'étudeNombre de sujetsÂge (en années)Concentrations de mélamineRéférences
Hong Kong2009502 :
167 hommes,
335 femmes
6 à 20Médiane = 0,8 (non détectable à 1 467)
Non détectable dans 213 (42 %) échantillons
47 (9 %) échantillons supérieur(e) à 7,1 µg/mmol créatinine (14 hommes, 33 femmes)
Kong et al., 2011
Taïwan2003-200722 témoins :
20 hommes, 2 femmes
47 à 61Médiane = 0,06 (0,02 à 20) µg/mmol de créatinineWu et al., 2010a
Taïwan2003-200711 souffrant d'urolithiase (acide urique) :
10 hommes, 1 femme
46 à 62Médiane = 0,5 (0,07 à 1,18) µg/mmol de créatinineWu et al., 2010a
Taïwan2003-200721 souffrant d'urolithiase (calcium)
19 hommes, 2 femmes
48 à 58Médiane = 0,14 (0,07 à 0,93) µg/mmol de créatinineWu et al., 2010a
Taïwan2003-2007211 témoins :
132 hommes, 79 femmes
52,4 ± 11,9 (médiane = 52,0)inférieur(e) à LDM [0,8] - 56 ng/mL
LDM dans 168 (80 %) échantillons
23 échantillons à LDM à 3,11 ng/mL
20 échantillons supérieur(e) u égal(e) à 3,12 ng/mL
Liu et al., 2011
Taïwan2003-2007211 souffrant d'urolithiase (calcium)
132 hommes, 79 femmes
52,3 ± 12,0 (médiane = 53,0)inférieur(e) à LDM [0,8] - 192 ng/mL
LDM dans 80 échantillons
64 échantillons à LDM à 3,11 ng/mL
67 échantillons supérieur(e) u égal(e) à 3,12 ng/mL
Liu et al., 2011

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