Ébauche d'évaluation préalable Groupe de substances des phtalates: articles 9 et 10

Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada

octobre 2017

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Annexes

Table des matières

• 9. Potentiel d'effets néfastes pour la santé humaine
  • 9.1 Évaluation de l'exposition
  • 9.2 Évaluation des effets sur la santé
  • 9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine
  • 9.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques cumulatifs pour la santé humaine
• 10. Conclusion
• Bibliographie

9.Potentiel d'effets néfastes pour la santé humaine

9.1 Évaluation de l'exposition

9.1.1 Phtalates à chaîne courte

DMP

L'estimation de l'exposition est fondée sur les données de biosurveillance humaine sur l'air intérieur, le sol, la poussière, la nourriture et les cosmétiques qui contenaient du DMP. Des données ont été publiées dans le rapport ECS sur les PCC (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a) et sont résumées ci-dessous. Depuis la publication du rapport ESC, la présence du DMP a été analysée dans les aliments dans le cadre de l'ECAT (ECAT) de 2013, mais il n'y a pas eu d'analyse quantitative des composites alimentaires au-delà de la limite de détection de la méthode au Canada (LDM moyenne =1,13 ng/g; Cao et coll., 2015). Cette substance a toutefois été trouvée dans l'air à l'intérieur des maisons aux États-Unis (US; Tran et Kannan, 2015); dans les sols agricoles du Canada (Khosravi et Price, 2015) et par diverses études à l'étranger. Par contre, ces valeurs n'ont pas changé l'estimation de l'exposition communiquée précédemment, compte tenu des données sur les milieux environnementaux et les aliments (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a).

À la lumière des données de biosurveillance, le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement - Étude de suivi des enfants [MIREC-CD Plus]) se compose des garçons de 2 et 3 ans dont le taux d'exposition médian et au 95^e centile sont respectivement de 0,19 et 0,66 μg/kg pc/j. Chez les personnes plus âgées (3 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, National Health and Nutrition Examination Survey [NHANES] des É.-U.) se compose des adolescents de 12 à 19 ans, dont le taux d'exposition médian et au 95^e centile sont respectivement 0,042 et 0,29 μg/kg pc/j.

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

Selon le scénario des taux d'exposition, les limites inférieure et supérieure des apports quotidiens estimés de DMP induit par l'emploi de crème contre l'érythème fessier (usage dermatologique sur les nourrissons de 0 à 6 mois) sont respectivement de 2,7 et 8,2 μg/kg pc/j. Pour ce qui est des adultes (20 ans et plus), l'apport estimatif découlant de l'emploi d'aérosols pour la coiffure et de produits de teinture capillaire se situait à 6,6 (limite inférieure) et à 20 μg/kg pc/j (limite supérieure) et à 140 (limite inférieure) et à 420 (limite supérieure) μg/kg pc/événement pour ces deux types de produits, respectivement.^{Note de bas de page5}

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

9.1.2 Phtalates à chaîne moyenne et phtalates supplémentaires

Phtalates à chaîne courte

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

DIBP

L'estimation des taux d'exposition a été établie à partir des données de biosurveillance, et sur l'air, l'eau potable, la poussière, les aliments, les articles de plastique et les produits cosmétiques qui contiennent du DIBP. Ces données sont présentées dans le rapport ESC sur les MCP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous. Depuis la publication de l'ECS, on a analysé la concentration de DIBP dans les aliments dans le cadre de l'ECAT de 2013. Le DIBP a été détecté dans 27 des 159 échantillons d'aliments composites, à une LDM de 7,25 ng/g, avec une moyenne de 8,26 ng/g pour les valeurs positives, dans une plage de concentrations comprise entre 2,41 et 39,8 ng/g (Cao et coll., 2015). Le DIBP a aussi été détecté dans l'air des maisons aux É.-U. (Tran et Kannan, 2015) et par diverses études dans d'autres pays. Ces valeurs déclarées ne changent cependant pas de manière importante l'estimation de l'exposition établie antérieurement à partir des données de biosurveillance et sur les milieux environnementaux (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b).

À la lumière des données de biosurveillance (toutes sources confondues, Enquête canadienne sur les mesures de la santé), le groupe le plus exposé se compose des garçons de 6 à 11 ans, dont le taux d'absorption estimatif moyen est de 1,5 μg/kg pc/j, et les taux d'absorptions médian et au 95^e centile sont respectivement de 0,76 et de 5,3 μg/kg pc/j. Pour les personnes plus âgées (12 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, Enquête canadienne sur les mesures de la santé) se compose des femmes de 20 à 49 ans, dont le taux d'absorption moyen était de 0,56 μg/kg pc/j, et dont les taux d'absorption médian et au 95^e centile étaient respectivement de 0,46 et de 1,4 μg/kg pc/j.

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

DCHP

Les chercheurs ont estimé des taux d'exposition à l'aide de données sur la poussière et les aliments qui contiennent du DCHP. Depuis la publication de l'ECS sur les PCM, on a fait des analyses sur le DCHP dans les aliments dans le cadre de l'ECAT de 2013, mais cette substance n'a été détectée que dans 1 des 159 échantillons d'aliments composites, à une concentration de 64,9 ng/g, selon une LDM de 1,58 ng/g (Cao et coll., 2015). Ce nouvel élément d'information n'a toutefois pas modifié de manière appréciable les taux d'exposition estimés publiés précédemment (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b).

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

Le calcul des taux d'absorption n'a pas reposé sur les données de biosurveillance, car, pour la majorité des échantillons, la mesure était sous la limite de détection (Enquête canadienne sur les mesures de la santé, MIREC-CD Plus, Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement [MIREC], Plastics and Personal Care Product Use in Pregnancy Survey [P4]).

DMCHP

Le calcul des taux d'exposition estimés a été réalisé à l'aide des données sur la poussière qui contenait le DMCHP. Ces données sont présentées dans le rapport ESC sur les MCP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous.

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

DBzP

Le calcul des taux d'exposition estimés a fait appel aux données sur la poussière qui contenait du DBzP. Depuis la publication du rapport ECS sur les PCM, la présence du DBzP dans les aliments a fait l'objet d'analyses, dans le cadre de l'ECAT de 2013, mais cette substance n'a pu être quantifiée au-dessus de la LDM (LDM moyenne de 12,7; Cao et coll., 2015). Les taux d'exposition estimés au DBzP sont présentés dans le rapport ECS sur les PCM (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b) et un résumé en est présenté plus bas.

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

B84P

L'estimation des taux d'exposition repose sur les données sur la poussière et des articles de plastique qui contenaient du B84P. Ces données sont présentées dans le rapport ESC sur les MCP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous.

La sous-population la plus exposée par les substances contenues dans la poussière^{Note de bas de page6}se composait des nourrissons (0 à 0,5 an), avec des taux d'absorption quotidiens totaux de 0,0063 et 0,047 μg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement.

Les taux d'absorption quotidiens estimatifs de l'exposition cutanée des nourrissons au B84P contenu dans des articles de plastique se situent entre 2,7 et 21,6 μg/kg pc/j, suivant les hypothèses de limite inférieure et de limite supérieure d'exposition. Dans le cas des adultes exposés aux articles en plastique (femmes de 20 ans et plus), l'apport journalier estimé était compris entre 2,7 et 8,5 μg/kg pc/j, suivant les scénarios d'exposition minimale et maximale.

DIHepP

Le calcul des taux d'exposition estimés a fait appel aux données sur la poussière qui contenait du DIHeP. Ces données sont présentées dans le rapport ESC sur les MCP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous.

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

B79P

Le calcul des taux d'exposition estimés a fait appel aux données sur la poussière et des articles de plastique qui contenaient du B79P. Ces données sont présentées dans le rapport ESC sur les MCP (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) et sont résumées ci-dessous.

La sous-population la plus exposée aux substances contenues dans la poussière se composait de nourrissons (0 à 0,5 an), avec des taux d'absorption quotidiens totaux de 0,0063 et 0,047 μg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement. Pour la population des 12 ans et plus, l'apport journalier total est inférieur(e) à 0,001 μg/kg pc/j.

Les estimations des taux quotidiens d'absorption cutanée par les nourrissons au B&9P présent dans des articles de plastique étaient de 2,7 et 21,6 μg/kg pc/j, selon des hypothèses de limites inférieure et supérieure d'exposition, respectivement. Dans le cas des adultes exposés aux articles en plastique (femmes de 20 ans et plus), l'apport journalier estimé était compris entre 2,7 et 8,5 μg/kg pc/j, selon des scénarios d'exposition minimale et maximale, respectivement.

DINP

Le calcul des taux d'exposition estimés est fondé sur la biosurveillance et des analyses de poussière, d'aliments et d'articles de plastique qui contenaient du DINP. Ces résultats figurent dans un rapport ECS sur le DINP (Environnement Canada et Santé Canada, 2015c), dont on trouvera un résumé plus bas. Récemment, la présence du DINP a été signalée dans des sols ailleurs dans le monde (Tran et coll., 2015), dans l'air à l'intérieur des maisons (Blanchard et coll., 2014, Takeuchi et coll., 2014), dans de la poussière retombée (Blanchard et coll., 2014; Luongo et Ostman, 2015) et dans l'eau du robinet (Yang et coll., 2014). Ces valeurs publiées n'ont cependant pas modifié les taux d'exposition estimés présentés précédemment.

Selon les données de biosurveillance (toutes sources confondues, enquête NHANES), la sous-population la plus exposée est les garçons de 6 à 11 ans, avec un taux d'absorption moyen est de 4,6 μg/kg pc/j, et un taux d'absorption médian et au 95^e centile respectivement de 4,2 et de 25 μg/kg pc/j. Pour ce qui est des personnes plus âgées (12 ans et plus), le groupe le plus exposé (toutes sources confondues, enquête NHANES) était les adolescents de 12-19 ans, dont les taux d'absorption moyens de 3,0 μg/kg pc/j et des concentrations médiane et au 95^e centile s'établissant à 2,6 et 33 μg/kg pc/j, respectivement. En ce qui a trait aux personnes de 20 ans et plus, les taux d'absorption quotidiens sont de 2,8 μg/kg pc/j (moyens), de 2,4 μg/kg pc/j (médians), et de 24 μg/kg pc/j (95^e centile) chez les hommes et de 2,3 μg/kg pc/j (moyens), de 1,9 μg/kg pc/j (médians), et de 23 μg/kg pc/j (95^e centile) chez les femmes.

La sous-population la plus exposée aux substances présentes dans la poussière et les aliments se composait d'enfants (0,5 à 4 ans) avec des taux d'absorption quotidiens totaux de 1,8 et 19,7 μg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement. Pour ce qui est des personnes de 12 ans et plus, le groupe le plus exposé se compose des adolescents (12-19 ans), avec des taux d'absorption quotidiens totaux de 1,0 et 11,4 μg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement.

Les taux d'absorption quotidiens du DINP par les nourrissons (0 à 1,5 an) qui mâchonnent des jouets de plastiques et des accessoires de puériculture se situeraient entre 30 et 120 μg/kg pc/j, selon des hypothèses de limites inférieure et supérieure d'exposition, respectivement. Les taux d'absorption quotidiens estimatifs chez les nourrissons, par l'exposition cutanée aux substances contenues dans les articles en plastique, étaient de 1,1 et de 8,6 μg/kg pc/j, selon des hypothèses de limites inférieure et supérieure d'exposition, respectivement. Chez les adultes (femmes de 20 ans et plus), les taux d'exposition par le contact cutané avec des substances contenues dans des articles de plastique et les estimations des taux d'absorption quotidiens étaient de 1,1 et de 3,4 μg/kg pc/j, selon des hypothèses de limites inférieure et supérieure d'exposition, respectivement.

CHIBP, BCHP et BIOP

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

Phtalates à chaîne moyenne supplémentaires

BBP

Biosurveillance

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

Santé Canada a également fait un suivi du MBzP dans trois études de cohortes : P4 (n = 31 femmes et leurs bébés, 542 échantillons ponctuels individuels, les participantes ayant fourni plusieurs échantillons d'urine à l'occasion de deux visites); MIREC (n = 1742 femmes enceintes, échantillons d'urine ponctuels); et une étude MIREC-CD Plus (197 enfants de 2 et 3 ans, un échantillon ponctuel par enfant). Les trois études ont révélé une forte fréquence de détection du MBzP (100, 99 et 97 %, respectivement) [communication personnelle de la Direction des sciences de la santé environnementale et de la radioprotection (DSSER), Santé Canada au Bureau de l'évaluation des risques pour les substances existantes (BERSE), Santé Canada, octobre 2013, 2014; Arbuckle et coll., 2014].

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

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

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

Milieux environnementaux et aliments

La sous-population la plus exposée au BBP par les milieux environnementaux et les aliments est les enfants de 6 mois à 4 ans, avec des taux d'absorption quotidiens totaux de 0,58 et de 2,99 μg/kg pc/j, selon la tendance principale et la limite supérieure des concentrations, respectivement (tableau D-1a de l'annexe D).

Air intérieur et poussière

Une seule étude a mesuré le BBP dans l'air intérieur des maisons canadiennes; tous les échantillons ont affiché une concentration sous la limite de détection (qui n'a pas été communiquée; Zhu et coll., 2007). Récemment, Tran et Kannan (2015) ont rapporté des mesures du BPP dans l'air intérieur des maisons étatsuniennes (détecté dans les 20 échantillons prélevés dans des maisons d'Albany [New York], limite de quantification de la méthode = 0,20 ng/m³; valeur médiane = 2,99 ng/m³; valeur maximale = 24,7 ng/m³; Tran et Kannan 2015). Le BBP a aussi été mesuré dans d'autres pays (Fromme et coll., 2004; Rudel et coll., 2010; Bergh et coll., 2011a; Pei et coll., 2013; Blanchard et coll., 2014; Lin et coll., 2014; Takeuchi et coll., 2014). Comme aucune étude canadienne n'a signalé la présence de BBP au-dessus de la LD, les concentrations médianes (2,99 ng/m³) et maximales (24,7 ng/m³) de l'étude étatsunienne (Tran et Kannan, 2015) ont servi à l'estimation du taux d'absorption quotidien de BBP dans l'air intérieur pour l'ensemble de la population (tableau D-1a de l'annexe D).

Le BBP a été étudié (Kubwabo et coll. 2013) dans le cadre de l'Enquête sur la poussière domestique au Canada (EPDC) et cette substance a été détectée dans toutes les maisons étudiées (plage de concentrations = 0,6 à 944 μg/g; concentration médiane = 42,3 μg/g, 95^e centile = 512 μg/g). Le BBP a également été visé par des d'enquêtes internationales sur la poussière domestique (Fromme et coll., 2004; Bornehag et coll., 2005; Kolarik et coll., 2008; Langer et coll., 2010; Bergh et coll., 2011a; Guo et Kannan, 2011; Hsu et coll., 2012; Kang et coll., 2012; Gevao et coll., 2012; Orecchio et coll., 2013; Papadopoulos et coll., 2013; Blanchard et coll., 2014; Lin et coll., 2014; Dodson et coll., 2015; Luongo et Ostman 2015).

Le BBP sert entre autres d'agent plastifiant dans la fabrication d'automobiles et de pièces d'automobiles (Agence européenne des produits chimiques [BESC], 2012; Environnement Canada, 2014). Pour la population générale, l'exposition indirecte (par exemple, par dégagement gazeux) est considérée comme une source pertinente, mais aucune donnée sur celle-ci n'a été répertoriée, ce qui est une source d'incertitude pour l'ébauche de l'évaluation préalable.

L'étude canadienne (Kubwabo et coll., 2013) a été considérée comme la principale étude sur la caractérisation de l'exposition. Nous avons retenu le taux d'exposition médian (42,3 μg/g) et au 95e centile (512 μg/g) pour calculer le taux d'absorption quotidien estimatif du BBP pour la population générale du Canada à partir de la poussière (tableau D-1a de l'annexe D).

Aliments, préparations pour nourrisson et lait maternel

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

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

Le MBzP dans le lait maternel a été mesuré lors de l'étude P4 (n = 31 femmes; 56 échantillons de lait maternel ont été prélevés chez les participantes) et il a été détecté dans 34 % des échantillons de lait maternel, les concentrations médiane et maximale signalées ayant été inférieures à la LD (soit 0,018 μg/L) et de 0,16 μg/L, respectivement (communication personnelle de la DSSER au BERSE, octobre 2013). Ailleurs dans le monde, la présence du MBzP a aussi été détectée dans le lait maternel (Mortensen et coll., 2005; Högberg et coll., 2008).

Dans l'étude P4, la présence du MBzP a été détectée dans inférieur(e) à 5 % des échantillons de préparations pour nourrissons (n = 23; LD = 0,018 μg/L). (Communication personnelle de la DSSER au BERSE, octobre 2013.) Les données qu'a recueillies l'ACIA dans les études de son PAASPA pour les années 2013-2014 et 2014-2015 n'ont pas permis de détecter la présence du BBP (LD = 0,1 μg/g) dans aucun des échantillons d'aliments pour nourrissons (n = 44), de préparations pour nourrissons (n = 59) ou de céréales pour nourrissons (n = 19). Ailleurs dans le monde, la présence du BBP n'a pas été détectée dans les préparations pour nourrissons examinés au cours de deux études européennes (Sørensen, 2006; Bradley et coll., 2013a).

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

Air ambiant, eau potable et sol

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

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

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

Produits de consommation

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

Jouets et articles de puériculture

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

À l'heure actuelle, le Canada (tout comme les É.-U. et l'UE) dispose d'une réglementation qui limite la teneur en certains phtalates (y compris le BBP) des jouets et des accessoires de puériculture (Règlement sur les phtalates en vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation - LCSPC). La base de données du Rapid Alert System for Non-Food (RAPEX) de l'Union européenne (UE) montre un faible taux déclaration des jouets analysés pour contravention à la réglementation sur les BBP (RAPEX 2015). Par ailleurs, la Consumer Product Safety Commission des États-Unis (USCPSC) a récemment déclaré que moins de 10 % de l'exposition des nourrissons et des jeunes enfants au BBP provenait de leur mâchonnement de jouets et d'accessoires de puériculture (USCPSC CHAP, 2014).

En raison de l'absence de BBP dans les jouets et les articles de puériculture déclarée dans des études de surveillance canadiennes et internationales, l'exposition devrait être négligeable, et l'absorption par voie orale découlant du mâchonnement de jouets ou d'articles de puériculture n'a pas été estimée.

Cosmétiques

Compte tenu des avis communiqués en vertu du Règlement sur les cosmétiques de Santé Canada, on ne devrait pas trouver de BBP dans les produits cosmétiques au Canada (communication personnelle de la Direction de la sécurité des produits de consommation [DSPC], Santé Canada, au BERSE, juillet 2015). Ailleurs dans le monde, la présence du BBP a été détectée dans divers types de produits cosmétiques et de soins personnels^{Note de bas de page 7} (Guo et Kannan, 2013; Guo et coll., 2013; Bao et coll., 2015). En contrepartie, Liang et coll., (2013) n'ont pas détecté de BBP dans les produits cosmétiques en Chine. Cette présence pourrait être attribuable à la migration à partir de l'emballage. Un résumé des études récentes publiées en Amérique du Nord qui ont permis de mesurer les concentrations de BBP dans les produits cosmétiques et de soins personnels figure dans le tableau 9-2.

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

Autres produits de consommation

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

Par ailleurs, le BBP peut servir à produire des articles susceptibles d'entrer en contact avec la peau (BESC 2012; NICNAS, 2015). Mais la présence du BBP n'a été signalée que dans un seul des 35 échantillons de vêtements d'enfants (Brigden et coll., 2013). L'étude de CPSC CHAP des É.-U. (USCPSC 2014) n'a pas évalué l'exposition cutanée aux articles qui contiennent du BBP.

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

DBP

Biosurveillance

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

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

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

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

Milieux environnementaux et aliments

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

Air intérieur et poussière

Une étude a porté sur l'évaluation de la présence du DBP dans l'air intérieur des maisons canadiennes (LD non indiquée; Zhu et coll., 2007). Les chercheurs ont signalé des concentrations de la substance dans l'air de 200 ng/m³ (valeur médiane) et une plage de concentrations comprises entre 130 et 1100 ng/m³ (Zhu et coll., 2007). De plus, Tran et Kannan (2015) ont récemment mesuré le DBP dans l'air intérieur de maisons aux É.-U. (la substance ayant été détectée dans chacun des 20 échantillons de maisons d'Albany [New York] avec une limite de quantification de méthode de 0,10 ng/m³ une valeur médiane = 22,6 ng/m³ et une valeur maximale = 111 ng/m³). Des études à l'étranger ont aussi été réalisées par Blanchard et coll. (2014), Lin et coll. (2014) et Takeuchi et coll. (2014). Nous avons utilisé la concentration médiane de 200 ng/m³ et la concentration maximale = 1100 ng/m³, publiées par Zhu et coll. (2007) dans leur étude de l'air intérieur, pour estimer le taux d'absorption quotidien par la population générale au Canada du DBP présent dans l'air intérieur des maisons (tableau D-2a de l'annexe D).

L'enquête EPDC (Kubwabo et coll., 2013) a détecté le DBP dans 99 % des maisons (gamme = de la non-détection à 1392 μg/g; valeur médiane = 16,8 μg/g; 95^e centile = 95,4 μg/g). Dodson et coll. (2015), ainsi que Luongo et Ostman (2015) ont signalé la présence du DBP dans la poussière domestique, ailleurs dans le monde.
Le DBP sert d'agent plastifiant lors de la fabrication d'automobiles et des pièces d'automobiles (BESC 2012; NICNAS, 2013). Pour la population générale, l'exposition indirecte (par exemple, par dégagement gazeux) est considérée comme une source pertinente, mais aucune donnée sur celle-ci n'a été répertoriée, ce qui est une source d'incertitude de l'ébauche d'évaluation préalable.

Nous avons considéré que l'étude canadienne de Kubwabo et coll. (2013) comme la principale étude de caractérisation de l'exposition et avons retenu ses concentrations médiane, 16,8 μg/g, et au 95e centile, 95,4 μg/g, pour estimer le taux d'absorption par la population générale au Canada quotidien du DBP contenu dans la poussière (tableau D-2a de l'annexe D).

Aliments, préparations pour nourrisson et lait maternel

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

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

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

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

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

Air ambiant, eau potable et sol

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

Nous n'avons retrouvé aucune donnée canadienne sur la présence du DBP dans l'eau potable. Au Canada, Cao et coll. (2008) ont étudié la présence de phtalates dans les bouteilles d'eau gazéifiée et non gazéifiée, ils ont détecté du DBP dans 11 échantillons et l'ont quantifié (plage des concentrations : 0,075 à 1,72 μg/L). Ailleurs dans le monde, on a détecté du DBP dans l'eau embouteillée (Jeddi et coll., 2015, Lv et coll., 2015), les eaux de surface (Net et coll., 2015, Selvaraj et coll., 2015) et l'eau du robinet (Liu et coll., 2015).

Puisque nous ne disposons pas de données canadiennes ou nord-américaines sur les concentrations de DBP dans l'eau du robinet, nous avons utilisé la concentration moyenne (0,357 μg/L) et la concentration maximale (1,72 μg/L) de cette substance dans l'eau embouteillée non gazéifiée pour en estimer le taux d'absorption quotidienne par la population générale du Canada à partir de l'eau potable [Cao et coll., 2008] (tableau D-1a de l'annexe D).

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

Produits de consommation

À l'échelle mondiale, le DBP peut aussi être présent dans une grande variété d'articles fabriqués, y compris des accessoires de puériculture, des jouets d'enfants, des articles de bricolage, des gants et des balles d'exercice (Stringer et coll., 2012; BESC 2012; Chao et coll., 2013; Korfali et coll., 2013; NICNAS, 2015 et HPD, 2014). On a aussi signalé, au Canada, l'utilisation de DBP comme agent plastifiant dans divers types de produits fabriqués (CNRC 2012; voir le tableau 2-2; Environnement Canada, 2014).

Jouets et articles de puériculture

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

Le Canada, les États-Unis et l'Union européenne disposent actuellement d'une réglementation qui restreint la quantité de certains phtalates (dont le DBP) dans les jouets et accessoires de puériculture (Règlement sur les phtalates pris en vertu de la LCSPC). La base de données RAPEX de l'Union européenne mentionne une faible détection de BBP dans les jouets analysés pour vérifier leur conformité aux règlements (RAPEX, 2015). Par ailleurs, la Consumer Product Safety Commission des États-Unis (USCPSC) a récemment déclaré que le mâchonnement de jouets et des accessoires de puériculture par les nourrissons et les jeunes enfants se traduit chez eux par un taux d'exposition au DPB sous les 10 % (USCPSC CHAP, 2014).

En raison de l'absence de DBP dans les jouets et les articles de puériculture déclarée dans des études de surveillance canadiennes, de la faible fréquence de détection et du faible pourcentage de concentration de DPB déclarées dans les études à l'étranger, l'exposition devrait être négligeable, ainsi on n'a pas estimé l'absorption par voie orale découlant du mâchonnement de jouets ou d'articles de puériculture.

Cosmétiques

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

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

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

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

Autres produits de consommation

À l'échelle mondiale, le DBP peut être présent dans la peinture (NICNAS 2013), une utilisation également signalée au Canada (Environnement Canada 2014). De plus, le DBP peut servir à fabriquer des produits susceptibles d'entrer en contact avec la peau (BESC 2012; NICNAS, 2013; Environnement Canada, 2014). La présence du DBP a été signalée dans 23 de 35 échantillons (inférieur(e) à 3,0 à 120 mg/kg) de vêtements pour enfants (Brigden et coll., 2013). Or, l'étude de Le CPSC CHAP des É.-U. (2014) n'a pas évalué l'exposition cutanée par les articles qui contiennent du DBP. Le DBP est également présent comme ingrédient non médicamenteux dans un produit de santé naturel à usage topique au Canada (BDPSNH, 2016).

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

DEHP

Biosurveillance

Plusieurs métabolites du DEPH^{Note de bas de page8} ont fait l'objet d'une surveillance dans les études de premier cycle (2007-2009) et de deuxième cycle (2009-2001) de l'ECMS, le taux de détection ayant dépassé les 99 % dans tous les échantillons (Santé Canada, 2011 b, 2013). De plus, ces métabolites ont été mesurés dans le cadre de l'IBPN (n = 492 pour les Autochtones vivant dans les réserves et sur les terres domaniales, 20 ans et plus). Il a été établi que les concentrations de MEHP, de MEHHP et de MEOHP (moyennes géométriques) dans l'urine étaient plus faibles au plan statistique dans les échantillons de l'IBPN, que les concentrations observées dans ceux de la population étudiée dans l'ECMS (APN, 2013).

Dans le cadre de trois études en cohortes, Santé Canada a également surveillé les métabolites du DEHP, soit cinq métabolites^{Note de bas de page9}dans l'étude P4 (n = 31 femmes et leurs jeunes enfants, 542 échantillons individuels ponctuels; les participantes ayant fourni plusieurs échantillons d'urine lors de deux visites), trois^{Note de bas de page 10} dans l'étude MIREC (n = 1742 femmes enceintes, échantillons d'urine ponctuels) et cinq^{Note de bas de page11}lors d'une étude MIREC-CD Plus (n = 197 enfants de 2 et 3 ans, un échantillon ponctuel par enfant). Ces trois études ont signalé une forte fréquence de détection (plus de 90 %) de tous les métabolites sous surveillance (communication personnelle de la DSSER, Santé Canada, au BERSE de Santé Canada], octobre 2013, 2014; Arbuckle et coll., 2014).

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

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

Milieux environnementaux et aliments

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

Air intérieur et poussière

Zhu et coll. (2007) ont mesuré la concentration de DEHP dans l'air intérieur des maisons canadiennes et ont publié une valeur médiane de 88 ng/m³ et un éventail de concentrations allant de 8,8 à 2100 ng/m³ (LD non publiée). Aux États-Unis, Tran et Kannan (2015) ont récemment mesuré le DEHP dans l'air intérieur de 20 maisons d'Albany (New York) et l'ont détecté dans 100 % des cas (limite de quantification : 0,10 ng/m³, valeur médiane : 17,4 ng/m³, valeur maximale : 132 ng/m³). Blanchard et coll. (2014), Lin et coll. (2014) ainsi que Takeuchi et coll. (2014) ont effectué des études similaires dans d'autres pays. Nous avons utilisé les valeurs trouvées par Zhu et coll. (2007), soient une concentration médiane = 88 ng/m³ et une concentration maximale = 2100 ng/m³ pour estimer le taux d'absorption quotidienne par la population générale au Canada du DEHP présent dans l'air intérieur des maisons (tableau D-2a de l'annexe D).

L'enquête EPDC (Kubwabo et coll. 2013) a étudié la présence du DEHP dans les maisons et l'a détecté dans tous les cas et publié une plage de concentration allant de 35,9 à 3836 μg/g, une valeur médiane de 462 μg/g et une valeur de 1800 μg/g comme 95^e centile. Ailleurs dans le monde, la présence du DEHP a aussi été signalée dans la poussière domestique (Dodson et coll., 2015; Luongo et Ostman, 2015).

Le DEHP sert comme agent plastifiant dans la fabrication automobile et des pièces d'automobiles (NICNAS, 2010; BESC 2012). Pour la population générale, l'exposition indirecte (par exemple, par dégagement gazeux) est considérée comme une source pertinente, mais aucune donnée sur celle-ci n'a été répertoriée, ce qui est une source d'incertitude de l'ébauche d'évaluation préalable.

Nous avons choisi l'étude canadienne de Kubwabo et coll. (2013) comme la principale étude de caractérisation de l'exposition et avons retenu ses concentrations médiane (462 μg/g) et au 95^e centile (1880 μg/g) pour l'estimation du taux d'absorption quotidienne par la population générale au Canada du DBP présent dans la poussière (tableau D-3a de l'annexe D).

Aliments, préparations pour nourrisson et lait maternel

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

Cao et coll. (2015) signalent des concentrations détectables (supérieures à la LD) du DEHP dans la plupart des échantillons composites de fruits et légumes. Il est difficile de cerner la provenance de cette substance, mais elle pourrait provenir de l'emballage. Ainsi, certains fruits ou légumes ont pu être emballés dans une matière plastique. De plus, certains échantillons composites comprenaient des produits en conserve ou en bocal, dont le revêtement ou le joint d'étanchéité du couvercle peut être une source de migration du DEHP dans les aliments. La contamination de l'environnement et les pratiques agricoles sont d'autres sources possibles résidus de DEHP dans les fruits et les légumes. Or, on considère que les concentrations trouvées de DEHP trouvées par l'analyse des échantillons composites de fruits et de légumes lors de l'Étude sur l'alimentation totale de 2013 sont inhabituelles, et diffèrent de la fréquence et de l'ampleur des concentrations de DEHP généralement trouvées dans ce type d'aliments (communication personnelle de la Direction des aliments au BERSE, avril 2016). La Direction des aliments de Santé Canada a également analysé des échantillons composites de fruits et légumes dans le cadre de l'Étude sur l'alimentation totale de 2014, laquelle visait à mieux comprendre la répartition des concentrations de DEHP dans les fruits et les légumes vendus au Canada^{Note de bas de page 12}. Par rapport à l'Étude sur l'alimentation totale de 2013, l'Étude sur l'alimentation totale de 2014 a rapporté une fréquence moitié moindre de détection de DEHP dans les échantillons composites de fruits et de légumes (68 % en 2013 et 30 % en 2014). De plus, les concentrations moyennes dans les échantillons ayant produit des résultats positifs en 2014 sont cinq fois plus bas que ceux des échantillons de l'étude de 2013 (61 μg/kg dans l'étude de 2014 et 331 μg/kg dans l'étude de 2013). Ainsi, les estimations de l'exposition par voie alimentaire présentées dans le présent rapport qui sont uniquement fondées sur l'Étude sur l'alimentation totale de 2013 devraient donc surévaluer l'exposition alimentaire réelle au DEHP (communication personnelle de la Direction des aliments au BERSE, avril 2016).

La présence du DEHP dans les aliments a fait l'objet d'une surveillance dans le cadre des enquêtes 2013-2014 et 2014-2015 du PAASPA de l'ACIA (communication personnelle de la Direction des aliments au BERSE, avril 2014). Le DEHP a été détecté (LD : 0,05 μg/g) dans 8 % des 1518 échantillons d'aliments transformés et transformés. Les concentrations de DEHP trouvées se situaient entre 0,27 et 76,2 μg/g, la concentration moyenne étant de 2,09 μg/g.

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

Trois métabolites du DEHP^{Note de bas de page13} ont fait l'objet d'une évaluation dans le lait maternel dans le cadre de l'étude P4 (n = 31 femmes, 56 échantillons de lait maternel ayant été prélevées des participantes à l'étude). L'étude a détecté le MEHP, le MEHHP et le MEOHP respectivement dans 100, 16 et 8 % des échantillons de lait maternel (communication personnelle de la DSSER au BERSE, octobre 2013). Les LD étaient respectivement de 0,1, 0,019 et 0,017 μg/L. Les concentrations médiane et maximale de MEHP mentionnées étaient respectivement de 1,26 et 17,05 μg/L (communication personnelle de la DSSER au BERSE, octobre 2013). On a aussi signalé la présence du MEHP dans le lait maternel en Europe (Mortensen et coll., 2005; Högberg et coll., 2008; Fromme et coll., 2011; Guerranti et coll., 2013).

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

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

Air ambiant, eau potable et sol

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

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

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

Produits de consommation

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

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

À l'échelle mondiale, le DEHP peut servir à la fabrication d'articles susceptibles d'entrer en contact avec la peau (NICNAS, 2010; BESC 2012; CNRC 2012; Chao et coll., 2013; HPD, 2014; USCPSC CHAP, 2014). Le CPSC CHAP des É.-U. (2014) a signalé que l'exposition cutanée au DEHP par des articles qui le contiennent (parc d'enfant, tapis à langer) contribuerait à hauteur de plus de 10 % à l'exposition des nourrissons et des jeunes enfants au DEHP.

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

Jouets et articles de puériculture

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

À l'heure actuelle, le Canada (tout comme les É.-U. et l'UE) dispose d'une réglementation qui restreint la quantité de certains phtalates (dont le DEHP) dans des jouets et des accessoires de puériculture (Règlement sur les phtalates pris en vertu de la LCSPC). La base de données RAPEX de l'Union européenne (UE) fait aussi état d'un faible niveau de détection dans les jouets analysés, pour ce qui est de la présence de DEHP qui contreviendrait à la réglementation afférente (RAPEX, 2015). Par ailleurs, la CPSC des États-Unis a récemment déclaré que moins de 10 % des expositions au DEPH subies par les nourrissons et les jeunes enfants proviennent de leur mâchonnement de jouets et d'accessoires de puériculture (USCPSC CHAP, 2014).

En raison de l'absence de DEHP dans les jouets et les accessoires de puériculture relevée par les études de surveillance canadiennes, de la faible fréquence de détection et du faible pourcentage de concentration de DEHP déclarées dans les études à l'étranger, nous n'avons pas quantifié l'exposition à cette substance, ni estimé son absorption par voie orale due au mâchonnement de jouets ou d'articles de puériculture.

Cosmétiques

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

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

Jouets sexuels

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

Instruments médicaux

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

DnHP

Nous n'avons pas trouvé de données sur la présence du DnHP dans l'air ou dans l'eau et n'avons pas estimé les taux d'absorption à partir de ces sources.

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

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

Nous n'avons trouvé aucune donnée canadienne sur la présence du DnHP dans les aliments. Une étude américaine a porté sur un grand nombre de phtalates, dont le DnHP, dans une variété de produits alimentaires (Schecter et coll., 2013). Nous avons utilisé les données de cette étude pour produire l'estimation de l'exposition à cette substance par les aliments, au moyen d'une méthode probabiliste (tableau D-4b de l'annexe D).

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

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

DIOP

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

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

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

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

9.1.3 Phtalates à chaîne longue

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

DIDP

Les estimations des taux d'exposition reposent sur les résultats de la biosurveillance et les données sur la présence du DIDP dans la poussière, les aliments et les articles de plastique. Elles figurent dans le rapport ECS sur les PCL (Environnement Canada et Santé Canada, 2015d) et sont résumées plus bas. À l'étranger, la présence du DIPP a récemment été étudiée dans le sol (Tran et coll., 2015), l'air intérieur (Takeuchi et coll., 2014), les dépôts de poussière (Luongo et Ostman, 2015) et l'eau du robinet (Yang et coll., 2014). Ces nouvelles valeurs n'ont toutefois pas modifié l'estimation antérieure de l'exposition publiée par Environnement Canada et Santé Canada (2015d).

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

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

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

DUP

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

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

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

9.2 Évaluation des effets sur la santé

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

9.2.1 Phtalates à chaîne courte

DMP

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

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

Effets chez les humains

Une nouvelle recherche dans les écrits scientifiques a été réalisée pour trouver des données récentes sur les effets des phtalates à chaîne courte chez l'humain. Cette recherche a porté sur les critères d'effets sur la reproduction et le développement chez les garçons, car ils ont été considérés comme critères d'effet critiques pour la santé dans les rapports ECS. Les études recensées ont été évaluées à fond et leur qualité a été cotée selon une métrique d'évaluation cohérente (Downs et Black 1998). Pour ce qui est des effets sur la santé évalués (c.-à-d. concentrations d'hormones sexuelles, distance anogénitale, mensurations à la naissance, organes génitaux chez les jeunes garçons, mise bas prématurée et âge à la gestation, puberté masculine altérée, gynécomastie, modifications des paramètres du sperme, grossesse improductive et durée modifiée de la grossesse), les données étaient inexistantes ou insuffisantes pour établir un lien entre le DMP et les résultats signalés (tableau 9-13). On peut obtenir sur demande plus de détails en s'adressant à Santé Canada (2016a).

9.2.2 Phtalates à chaîne moyenne et phtalates supplémentaires

Phtalates à chaîne moyenne

DIBP

Le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne, ou PCM, (Environnement Canada et Santé Canada 2015b) contient un résumé des publications sur les effets sur la santé associés au DIBP. Aucune nouvelle donnée sur les dangers pour les animaux n'a été trouvée depuis la date limite de consultation du rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne.

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

DCHP

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

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

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

DMCHP

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

DBzP

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

B84P

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

DIHepP

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

B79P

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

Premier stade de développement : exposition in utero au B79P

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

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

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

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

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

Exposition au B79P au stade de vie prépuberté/puberté

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

DINP

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

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

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

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

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

CHIBP, BCHP and BIOP

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

Effets chez les humains

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

9.2.2.2 Phtalates supplémentaires

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

BBP

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

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

DBP

Premiers stades du développement : exposition in utero

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

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

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

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

Les effets du DBP sur le développement et la reproduction ne semblent pas être restreints aux muridés, car on a observé de tels effets dans une étude chez le lapin, sous forme de modifications pathologiques des testicules et d'effets sur le sperme (Higuchi et coll. 2003). Un résumé complet des effets sur la santé, associés à l'exposition au DBP pendant la gestation, est présenté dans Santé Canada (2016b). Le tableau 9-35 présente une liste des principales études ayant constaté des effets consécutifs à l'exposition au DBP pendant la gestation chez les descendants mâles.

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

Exposition aux stades prépubère et pubère

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

Dans l'ensemble, les effets néfastes observés sur les paramètres de la reproduction chez les mâles prépubères et pubères après une exposition à court terme au DBP comprennent la modification des niveaux de testostérone sérique et testiculaire, des effets histopathologiques sur les testicules et des effets potentiels sur la fertilité (spermatogénèse, nombre et motilité des spermatozoïdes). La majeure partie des études disponibles avaient utilisé le rat comme modèle d'évaluation, mais seulement dans une plage de doses relativement élevées (250 à 1 000 mg/kg p.c./j), ce qui limite l'interprétation de la toxicité potentielle du DBP pour la reproduction chez ces espèces. Dans une étude utilisant des souris, Moody et coll. (2013) ont examiné les effets à des doses plus faibles et signalé des effets associés au SPR à des doses plus faibles que celles qui avaient été utilisées pour les rats. Dans une étude réalisée sur le lapin, Higuchi et coll. (2003) ont signalé des signes de pathologie testiculaire. Un résumé complet des effets sur la santé après une exposition au DBP à la prépuberté ou la puberté figure dans Santé Canada (2016b). Le tableau 9-36 présente une liste des principales études décrivant des effets dus à l'exposition au DBP chez des mâles prépubères et pubères.

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

Exposition par voie orale de mâles adultes matures

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

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

DEHP

Premiers stades du développement : exposition in utero

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

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

Dans l'ensemble, les effets néfastes touchant les paramètres utilisés pour décrire le SPR chez les descendants des rats mâles après une exposition in utero au DEHP comprennent la diminution des taux de testostérone sérique et testiculaire, la SPP différée, la DAG, l'augmentation du nombre de cas de RM et de CRY, les malformations testiculaires pathologiques et les effets sur la fertilité. Santé Canada (2016b) présente un résumé complet des effets sur la santé, associés à l'exposition au DEHP pendant la gestation. Le tableau 9-39 énumère les principales études décrivant les effets de l'exposition au DEHP pendant la gestation, chez les descendants mâles.

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

Exposition aux stades prépubère et pubère

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

Dans l'ensemble, les effets néfastes observés chez les mâles prépubères après une exposition de courte durée au DEHP comprennent des modifications des niveaux de testostérone sérique et testiculaire, des effets histopathologiques dans les testicules et des effets potentiels sur la fertilité (spermatogénèse, nombre et motilité des spermatozoïdes). Les effets observés sur la reproduction chez la souris prépubère ou pubère, après une exposition au DEHP, se produisaient à des doses plus élevées que chez le rat. On a constaté que d'autres espèces étaient également moins sensibles que le rat au DEHP. Aucun effet important n'a été observé chez le macaque de Buffon, le ouistiti et le hamster doré traités avec du DEHP. Un résumé des effets sur la santé associés à l'exposition au DEHP chez des animaux prépubères et pubères figure dans Santé Canada (2016b). Le tableau 9-40 présente les principales études ayant constaté des effets dus à l'exposition au DEHP chez des mâles prépubères et pubères.

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

Exposition par voie orale de mâles adultes matures

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

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

Les souris, les furets et les ouistitis au stade adulte étaient moins sensibles au DEHP que les rats. Dans leur étude d'exposition chronique, David et coll. (2000b) ont observé des effets systémiques chez la souris, notamment la diminution du poids relatif des reins et l'augmentation du poids absolu du foie à 99 mg/kg p.c./j, et des effets sur le sperme et des modifications pathologiques des testicules à 292 mg/kg p.c./j. Chez les furets, des modifications pathologiques des testicules, une diminution de leur poids corporel et une augmentation du poids de leur foie ont été observées à des doses beaucoup plus élevées, soit 1 200 mg/kg p.c./j, par Lake et coll. (1976). Chez le ouistiti, seulement les effets du PPAR sur le foie ont été observés à 500 mg/kg p.c./j (Kurata et coll. 1998). Santé Canada (2016b) ont résumé les effets sur la santé associés à l'exposition au DEHP au stade de vie adulte. Le tableau 9-41 présente les principales études signalant des effets chez les mâles adultes de l'exposition au DEHP.

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

DnHP

Premiers stades du développement : exposition in utero

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

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

Dans l'ensemble, les effets néfastes dans les paramètres utilisés pour décrire le SPR chez les descendants des rats mâles après une exposition in utero au DnHP comprennent la diminution des niveaux de testostérone sérique et testiculaire, la SPP différée, la DAG, la rétention mamelonnaire (RM), une augmentation du nombre de cas de CRY et d'hypospadias, des malformations testiculaires pathologiques et des effets sur la fertilité. Deux études ont été menées chez la souris, dans lesquelles des effets d'embryotoxicité et de viabilité du fœtus ont été observés. Santé Canada (2016b) résume les effets sur la santé associés à une exposition au DnHP pendant la gestation. Le tableau 9-42 présente la liste des principales études ayant fait état d'effets pendant la gestation dus à l'exposition au DnHP chez les descendants mâles.

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

Exposition aux stades prépubère et pubère

Une recherche dans les écrits scientifiques a permis de relever quatre études sur la toxicité du DnHP pour la reproduction chez les jeunes rats sexuellement immatures (JPN 1 à 55). Ces études ont généralement été réalisées à des doses élevées et ne décrivent pas des paramètres associés au SPR, sauf une étude dans laquelle on avait administré des doses plus faibles chez des rats mâles castrés. Un résumé des effets sur la santé associés à l'exposition au DnHP à la prépuberté/puberté est présenté dans Santé Canada (2016b). Comme les études disponibles étaient limitées, le DEHP a été désigné comme phtalate « analogue le plus proche », compte tenu des similitudes de la métabolisation du monoester, ainsi que la longueur et la nature des chaînes ester fondée sur les mêmes catégories chimiques et la lecture croisée des autres phtalates (Santé Canada 2015).

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

Exposition des mâles adultes matures

On a trouvé deux études portant sur la toxicité potentielle au DnHP pour la reproduction des rongeurs mâles au stade de vie adulte (JPN 55+). Portant sur le rat, la première n'avait pas mesuré les paramètres associés au SPR. La deuxième avait été réalisée chez la souris, et on a examiné les effets sur la fertilité et la pathologie testiculaire. Santé Canada (2016b) résume les effets sur la santé découlant de l'exposition au DnHP au stade adulte. Le tableau 9-43 présente les principales études portant sur les effets de l'exposition au DnHP chez les mâles adultes.

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

DIOP

Premiers stades du développement : exposition in utero

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

Nous avons retrouvé trois études visant la fenêtre de programmation de la masculinisation, toutes réalisées par Saillenfait et coll. (2013b). Les effets néfastes utilisés comme paramètres pour décrire le SPR chez les descendants des rats mâles exposés in utero au DIOP comprenaient la diminution de la teneur en testostérone testiculaire, la diminution de la DAG, l'augmentation du nombre de cas de RM et de CRY, les malformations testiculaires pathologiques et les incidences sur la fertilité. Santé Canada (2016b) a présenté un résumé des effets sur la santé dus à l'exposition au DIOP pendant la gestation. Le tableau 9-44 résume les principales études sur les effets sur les descendants mâles de l'exposition au DIOP pendant la gestation.

Dans l'ensemble, la DSENO maximale déterminée pour la toxicité du DIOP pour le développement après l'exposition pendant la gestation est de 100 mg/kg p.c./j, elle est fondée sur des modifications pathologiques des testicules, des effets sur la fertilité et la diminution du poids des testicules à la dose suivante de 500 mg/kg p.c./j. En outre, Saillenfait et coll. (2013b) ont observé une diminution du poids corporel des mères à 1 000 mg/kg p.c./j.

Exposition aux stades prépubère et pubère

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

Exposition des mâles adultes matures par voie orale

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

Effets constatés chez les humains

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

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

9.2.3 Phtalates à chaîne longue

DIDP

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

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

DUP

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

Effets chez les humains

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

En ce qui concerne les effets sur la santé évalués (concentrations d'hormones sexuelles, distance anogénitale, mensurations à la naissance, organes génitaux des jeunes mâles, mise bas prématurée et âge à la gestation, puberté mâle altérée, gynécomastie, modifications des paramètres du sperme, perte de grossesse et durée modifiée de la grossesse), nous n'avons trouvé aucune preuve d'association entre l'un ou l'autre des phtalates à chaîne longue évalués et des effets sur la santé humaine (tableau 9-49). On peut obtenir sur demande plus de détails en s'adressant à Santé Canada (2015b).

9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

9.3.1 Phtalates à chaîne courte

DMP

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

9.3.2 Phtalates à chaîne moyenne, phtalates supplémentaires et évaluation des risques cumulatifs

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

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

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

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

DIBP

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

DCHP

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

DMCHP

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

DBzP

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

B84P

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

DIHepP

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

B79P

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

DINP

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

CHIBP, BCHP et BIOP

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

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

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

9.3.2.2 Évaluation des risques cumulatifs

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

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

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

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

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

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

Aux fins du calcul des risques cumulatifs, l'estimation de l'exposition a tenu compte de trois populations : les femmes enceintes et les femmes en âge de procréer (femmes de 12 ans et plus), les nourrissons (couverts par les groupes d'âge de 0 à 6 mois, de 6 mois à 4 ans et de 3 à 5 ans^{Note de bas de page 14}) et les enfants (couverts par les groupes d'âge de 6 mois à 4 ans et de 5 ans à 11 ans). Cette approche englobait les adolescents (garçons) et les hommes adultes, car ils présentaient généralement une exposition aux phtalates estimée plus faible et ils sont jugés moins sensibles aux effets des phtalates à chaîne moyenne sur la reproduction, par rapport aux garçons plus jeunes (les enfants) (NAS 2008).

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

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

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

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

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

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

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

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

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

9.3.3 Phtalates à chaîne longue

DIDP

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

DUP

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

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

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

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

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

10. Conclusion

En tenant compte de toutes les sources de données disponibles considérées dans la présente ébauche d'évaluation préalable, 13 phtalates du Groupe de substances des phtalates (DMP, DIBP, CHIBP, BCHP, DCHP, DBzP, DMCHP, DIHepP, BIOP, B84P, DINP, DIDP et DUP) présentent un faible risque d'effet néfaste sur les organismes et pour l'intégrité générale de l'environnement. Cependant, il existe un risque d'effet néfaste pour les organismes, mais non pour l'intégrité générale de l'environnement, occasionné par un phtalate du le Groupe de substances des phtalates, le B79P, et un phtalate supplémentaire, le DEHP. Ce dernier avait déjà été évalué par Environnement Canada et Santé Canada en 1994 dans le cadre du Programme d'évaluation des substances d'intérêt prioritaire. Cette évaluation conclut donc que le DEHP constitue un risque pour la santé humaine au Canada. Cependant, une conclusion touchant l'environnement n'a pu être établie en raison de l'insuffisance des renseignements.

Il est proposé de conclure que 13 substances du Groupe de substances des phtalates ne répondent pas aux critères des alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l'environnement ou sur la diversité biologique, et ne mettent pas en danger l'environnement essentiel pour la vie. Il est toutefois proposé de conclure que le B79P et le DEHP répondent aux critères de l'alinéa 64a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l'environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l'environnement ou sur la diversité biologique. Il est néanmoins proposé de conclure que le B79P et le DEHP ne répondent pas aux critères de l'alinéa 64b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

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

Par conséquent, il est proposé de conclure que le B79P et le DEHP répondent à un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE. Les ministères ont déterminé que le B79P et le DEHP ne répondent pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, pris en vertu de la LCPE.

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Date de modification :

2017-10-12