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Évaluation préalable pour le Défi concernant le

Bromate de potassium

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
7758-01-2

Environnement Canada
Santé Canada

Septembre 2010


(Version PDF - 429 Ko)

Table des matières

Sommaire

En application de l'article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable du bromate de potassium, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 7758-01-2. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l'égard du bromate de potassium durant la catégorisation visant les substances de la Liste intérieure dans le cadre du Défi. On a déterminé que le bromate de potassium est une substance hautement prioritaire, parce qu'on estime qu'il présente un risque d'exposition intermédiaire pour les particuliers au Canada et que d'autres organismes l'ont classé en fonction de sa cancérogénicité. Cette substance répond aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques, mais non à ceux applicables au potentiel de bioaccumulation.

Selon les renseignements transmis en réponse à une enquête réalisée en application de l'article 71 de la LCPE (1999), une quantité de bromate de potassium inférieure à 1 000 kg a été importée au Canada en 2006. Aucune entreprise canadienne n'a déclaré fabriquer du bromate de potassium en 2006, substance qui n'a pas non plus été rejetée dans l'environnement cette même année. Au Canada, le bromate de potassium est utilisé dans des applications principalement industrielles et non destinées à la consommation.

D'après les renseignements disponibles issus de diverses sources et les résultats de l'enquête susmentionnée, l'exposition de la population générale au bromate de potassium dans les milieux naturels (par exemple l'eau potable) et dans les produits de consommation est considérée comme étant négligeable.

Comme le bromate de potassium a été classé par des organismes de réglementation internationaux sur la base de sa cancérogénicité, la présente évaluation préalable porte principalement sur cette capacité de la substance. Les tumeurs au rein, les mésothéliomes (des testicules et du péritoine) et les tumeurs à la thyroïde ont tous été observés après l'administration de bromate de potassium dans l'eau potable. Aucune donnée ne laisse supposer le pouvoir cancérogène du bromate de potassium par inhalation ou par voie cutanée. Les données issues d'une vaste gamme d'études de génotoxicité laissent entendre que le bromate de potassium est génotoxique in vitro et in vivo. Bien que le mode d'induction des tumeurs n'ait pas été complètement élucidé, on ne peut exclure la possibilité que, compte tenu de sa génotoxicité, le bromate de potassium provoque des tumeurs par un mode d'action impliquant une interaction directe avec le matériel génétique.

L'exposition au bromate de potassium a également été associée à divers effets non cancérogènes chez les animaux de laboratoire. Parmi eux, l'on peut citer des effets sur le système reproducteur et le système immunitaire, ainsi que des effets non néoplasiques dans les reins, la thyroïde, les testicules et l'hypophyse. Étant donné que l'exposition au bromate de potassium devrait être négligeable et que les effets non cancérogènes les plus importants sont apparus à une dose où des lésions prénéoplasiques et des tumeurs ont également été observées, les marges d'exposition n'ont pas été calculées pour les effets non cancérogènes.

Compte tenu du pouvoir cancérogène du bromate de potassium, pour lequel il pourrait exister une probabilité d'effets nocifs quel que soit le niveau d'exposition, le bromate de potassium est une substance qui peut pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Selon les renseignements disponibles (quantité commercialisée relativement faible, toxicité modérée en milieu aquatique), le bromate de potassium ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ni à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie. De plus, le bromate de potassium répond aux critères de la persistance dans l'eau, mais il ne répond pas à ceux de la bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Des activités de recherche et de surveillance viendront, s'il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable et, le cas échéant, l'efficacité des mesures de contrôle possibles définies à l'étape de la gestion des risques.

D'après les renseignements disponibles, il est conclu que le bromate de potassium répond à au moins un des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999) exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi, afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

En se fondant sur l'information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu'une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d'intention dans la Partie I de la Gazette du Canada(Canada, 2006), dans lequel ils priaient l'industrie et les autres parties intéressées de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

On a jugé que le bromate de potassium est une substance dont l'évaluation des risques pour la santé humaine est hautement prioritaire, car on considère qu'elle présente un REI et elle a été classée par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 14 mars 2009 (Canada, 2009). En même temps a été publié le profil de la substance, qui présentait l'information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. De nouveaux renseignements sur la substance ont été reçus en réponse au Défi.

Même si une priorité élevée a été donnée à l'évaluation du risque que comporte le bromate de potassium pour la santé humaine, il satisfaisait aussi aux critères de la catégorisation écologique pour la persistance et la toxicité. Par conséquent, la présente évaluation porte sur les renseignements pertinents à la santé humaine de même qu'à l'environnement.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères au sens de l'article 64 de ladite Loi. Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.Note de bas de page 1

L'évaluation préalable finale prend en considération les renseignements sur les propriétés des substances, les dangers, les utilisations et l'exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, des rapports de synthèse et d'évaluation, des rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en octobre 2009 (sections du document concernant l'exposition et les effets sur la santé humaine), et jusqu'en novembre 2009 (sections sur l'environnement). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique. Il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte des données utiles à l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et de l'information sur les dangers et les risques pour la santé (principalement d'après les évaluations s'appuyant sur la méthode du poids de la preuve effectuées par d'autres organismes, lesquelles qui ont servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable. L'évaluation préalable finale ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels qui appuient la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable finale a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. Les commentaires sur les parties techniques pertinentes à la santé humaine viennent de d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment M. Bernard Gadagbui (Ph. D.) (TERA), Mme Pam Williams, (Ph. D.) (E. Risk Sciences) et M. Harlee Strauss (Ph. D.) (Strauss Associates). Par ailleurs, cette évaluation finale a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Même si les commentaires externes ont été pris en compte, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable des risques. Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation finale sont résumées ci-après.

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Identité de la substance

Nom de la substance

Aux fins du présent document, la substance est appelée bromate de potassium. L'information concernant l'identité du bromate de potassium est résumée dans le tableau 1.

Tableau 1. Identité de la substance
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS)7758-01-2
Nom dans la LISBromate de potassium
Noms relevés dans les National Chemical Inventories (NCI)Bromate de potassium, sel de potassium (1:1) (TSCA)

Bromate de potassium, sel de potassium (AICS, SWISS, PICCS, ASIA-PAC, NZIoC)

bromate de potassium (EINECS, ENCS, ECL, PICCS)
Autres nomsUN 1484; UN 1484 (DOT)
Groupe chimique (groupe de la LIS)produits chimiques inorganiques
Principale classe chimique ou utilisationsels inorganiques
Principale sous-classe chimiquesels à teneur en bromate
Formule chimiqueKBrO3
Structure chimique structure chimique 7758-01-2
SMILESn.d.
Masse moléculaire167 g/mol

Abréviations : AICS (inventaire des substances chimiques de l'Australie); ASIA-PAC (listes des substances de l'Asie-Pacifique); DOT (U.S. Department of Transport); ECL (liste des substances chimiques existantes de la Corée); EINECS (Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes); ENCS (inventaire des substances chimiques existantes et nouvelles du Japon);  NZIoC (inventaire des substances chimiques de la Nouvelle-Zélande); PICCS (inventaire des produits et substances chimiques des Philippines); SWISS (liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse); TSCA (inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act des États-Unis), SMILES ( Simplified Molecular Line Input Entry System), n.d. (Non disponible)
National Chemical Inventories (NCI), 2007.

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Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les propriétés physiques et chimiques (valeurs expérimentales et calculées) du bromate de potassium qui se rapportent à son devenir dans l'environnement. Les résultats du modèle basé sur les relations quantitatives structure-activité (RQSA) ne sont pas générés pour la plupart des composés inorganiques, y compris la présente substance, car les composés inorganiques ne s'appliquent pas à la plupart des domaines d'application des RQSA, et leurs structures ne sont pas compatibles avec les méthodes d'estimation de ces modèles. Le tableau 2 ne comprend donc aucune estimation basée sur les RQSA et la séquence SMILES de la substance n'est pas déclarée. Toutes les valeurs numériques du tableau 2 ont été obtenues de sources reconnues et crédibles à l'échelle internationale (comme des manuels de chimie, des bases de données révisées par des pairs).

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du bromate de potassium
PropriétéTypeValeurNote de bas de page aTempérature (°C)Référence
Point de fusion (ºC)Expérimental350 Clayton et Clayton, 1993-1994
Point d'ébullition (ºC)Expérimental370 (dissolution) Budavari, 1996
Masse volumique (kg/m3)Expérimental3 340
(3,34 g/cm3)
Non indiquéClayton et Clayton, 1993-1994
Pression de vapeur (Pa)Jugement professionnelnégligeable--Neely et Blau, 1985
Constante de la loi de Henry (Pa·m3/mol)Jugement professionnelnégligeable----
Log Koe
(coefficient de partage octanol-eau)
(sans dimension)
--s.o. --
Log Kco
(coefficient de partage carbone organique/eau)
(sans dimension)
--s.o. --
Solubilité dans l'eau (mg/L)Expérimental1,33×10520Lide, 1997-1998
Expérimental6,9×104
(6,9g/100 g)
20HSDB, 1983-
7,53×104
(7,53 g/100 g)
25
3,1×104
(3,1 g/100 g)
0
pKa
(constante de dissociation) (sans dimension)
--s.o.----

Abréviations : Kco, coefficient de partage carbone organique-eau; Koe, coefficient de partage octanol-eau.

Note de bas de page a

Les valeurs entre parenthèses représentent les valeurs originales signalées par les auteurs ou estimées à l'aide des modèles.

Retour à la référence de la note de bas de page a

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Sources

Aucune source naturelle de bromate de potassium n'a été décelée.

En outre, la partie bromate Brom(BrO3-) n'existe pas à l'état naturel dans les eaux de surface (Butler et al., 2005a). Cependant il existe certaines preuves de la formation naturelle du bromate dans certains milieux environnementaux. Hara et al. (2002), par exemple, ont détecté des ions dans des matières particulaires riches en brome (embruns de sel de mer) dans l'air arctique et loin de sources anthropiques de bromate. Hara et al. (2002) ont proposé que le bromate est naturellement obtenu par synthèse par le biais d'une voie de production gazeuse impliquant des précurseurs oxybromés et de l'ozone selon les réactions suivantes :

2 BrO + H2O BrO- + BrO2- + 2 H+ [1]

BrO2- + O3BrO3- [2]

De plus, la partie bromate peut se former dans l'eau potable qui a été traitée à l'ozone ou à l'hypochlorite de sodium à des fins de désinfection (CIRC, 1999; USEPA, 2002; Santé Canada, 1999; OMS, 2005; Weinberg, 2003). Elle survient par l'oxydation du bromure présent dans les eaux brutes en bromate, après un traitement à l' ozone (voir l'équation 3-5, Bonacquisti, 2006; Krasner et al., 1993a, b; Bonacquisti 2006). Le bromate peut être présent dans l'eau potable traitée à l'hypochlorite de sodium. En effet, des ions bromates peuvent se retrouver dans l'hypochlorite de sodium au moment de sa fabrication ou en raison des conditions dans lesquelles il est transporté ou entreposé (Asami et al., 2009, Water Research Foundation, 2009).

O3 + Br- O2 + OBr-[3]

O3 + OBr- 2O2 + Br-[4]

2O3 + OBr- 2O2 + BrO3- [5]

La formation de l'ion bromate dépend de l'oxydation du bromure présent dans certaines sources d'eau lors du traitement par ozone (une méthode relativement peu commune). De plus, la contamination au bromate des stocks de solution hypochlorite varie selon la source de matière première en substance hypochlorite (Weinberg et al., 2003.

D'après des renseignements fournis à l'article 71 de la LCPE (1999), moins de 1 000 kg de bromate de potassium ont été importés au Canada en 2006; et aucune fabrication ou utilisation de bromate de potassium n'a été déclarée en 2006 (Environnement Canada, 2009a).

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Utilisations

Deux des trois utilisations de bromate de potassium déclarées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) était confidentielles, cependant ces utilisations avaient des applications principalement industrielles et commerciales (Environnement Canada, 2009a). Nous en discutons dans la présente ébauche.

Le bromate de potassium était auparavant un additif alimentaire autorisé au Canada, mais il a été rayé de la liste en 1994 et son usage n'est donc plus autorisé comme additif alimentaire dans les aliments vendus au Canada (communication personnelle de 2009 et de 2010 de la Direction des aliments de Santé Canada, source non citée). Il est toutefois présent en tant qu'impureté comme agent technologique dans les emballages alimentaires papier (communication personnelle de 2009 de la Direction des aliments de Santé Canada, source non citée).

Une entreprise a déclaré utiliser le bromate de potassium comme oxydant dans la mouture de farine; mais elle a aussi déclaré que tout le produit fini était expédié aux États-Unis (Environnement Canada, 2009a).. Le Code of Federal Regulations des États-Unis autorise l'utilisation de bromate de potassium dans les différentes farines (US FDA, 2009ab) et dans le maltage d'orge (USFDA, 2009c).

Le bromate de potassium n'est pas inscrit dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques (BDPP), ni dans la base de données sur les ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques, ni dans la Base de données sur les produits de santé naturels homologués (BDPSNH) en tant qu'ingrédient médicinal ou non médicinal. Il n'est pas non plus utilisé dans les médicaments vétérinaires (BDPP 2010, BDIPSN 2010, BDPSNH 2010, communication personnelle de 2009 de la Direction des produits thérapeutiques, de la Direction des produits de santé naturels et de la Direction des médicaments vétérinaires de Santé Canada, source non citée).

Le bromate de potassium a été utilisé comme réactif oxydant dans les laboratoires et dans les teintures pour textiles (teintures au soufre). L'industrie des cosmétiques l'a également utilisé comme oxydant ou neutralisant dans les solutions neutralisantes à permanentes (HSDB, 1998; OMS, 2005; CIRC, 1999).

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Rejets dans l'environnement

Aucun rejet de bromate de potassium dans l'environnement n'a été déclaré en 2006 en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009a). Les rejets environnementaux déclarés en vertu de l'inventaire national des rejets de polluants (INRP) indiquait que 21 kg de bromate de potassium avaient été rejetés dans l'air en 2007; cependant aucun rejet environnemental n'a été déclaré entre 1994 et 2006 et en 2008. En outre, rien n'indique que la substance a été rejetée dans l'eau (INRP 2009). En plus des rejets environnementaux, l'information fournie en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) a révélé que moins de 10 kg de bromate de potassium avaient été transférés à des installations de gestion des déchets hors site (Environnement Canada, 2009a).

En 2006, l'inventaire des rejets toxiques des États-Unis (Toxics Release Inventory) a déclaré qu'un total de 257 et 891 livres de bromate de potassium ont été rejetés dans l'air et dans des sites d'élimination hors site respectivement. De plus, entre 1995 et 2005, entre 5 et 1255 livres de bromate de potassium ont été rejetées principalement dans l'air, le reste étant rejeté dans des sites d'enfouissement des déchets (TRI, 2009).

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Devenir dans l'environnement

On peut présumer que la pression de vapeur du bromate de potassium est négligeable et l'on ne s'attend donc pas à ce qu'il se répartisse dans l'air (Neely et Blau, 1985). Cependant, le bromate peut être associé aux aérosols (Hara et al., 2002). Comme de nombreux sels inorganiques, le bromate de potassium est très soluble dans l'eau et se dissocie rapidement (liaisons principalement ioniques) pour former l'ion bromate, ce qui est intéressant sur l'aspect écologique de la présente évaluation. Comme bon nombre d'ions inorganiques trouvés principalement sous forme anionique dans l'eau (Garrett, 2004), on s'attend à ce que l'oxyanion de bromate ait une grande mobilité géochimique dans les eaux oxyques (c.-à-d. pH entre 5 et 9; potentiel d'oxydoréduction [Eh] entre 0,5 et 1 V). En conséquence de ce comportement, on prévoit que les chercheurs ne se précipiteront pas pour étudier la spéciation et la biodisponibilité du bromate en solution. Par exemple, aucune étude n'a été trouvée sur les interactions entre le bromate et la matière organique colloïdale. Cependant, les constantes disponibles de stabilité thermodynamique pour les complexes des ligands inorganiques du bromate liassent croire que cet anion serait un complexe faible dans les eaux naturelles (Smith et Martell, 2004). Le Windermere Humic Aqueous Model (WHAM, 2001; Tipping, 2002), a été utilisé pour modéliser la spéciation chimique du bromate dans 10 % d'eau du Lac Ontario (diluée à l'eau déionisée) pour représenter une eau de surface canadienne très diluée. On a découvert que la complexation inorganique de cet ion est négligeable (<< 1 %). L'annexe 1 fournit la description du type d'eau ainsi que les détails de la modélisation avec WHAM VI. On prévoit que l'eau de mer et des eaux davantage minéralisées affaiblissent le bromate en raison de la tendance des constantes de stabilité chimique à diminuer avec les augmentations de force ionique (Smith et Martell, 2004).

En tenant compte de sa mobilité dans l'eau, on s'attend à ce que relativement peu de bromate soit partagé dans les sédiments et le sol. Les ions de bromate trouvés dans les sédiments et le sol sont supposés être mobiles dans ces milieux. Par exemple, Butler et al. (2005a) ont recensé un cas au Royaume-Uni de contamination des eaux souterraines par le bromate, dans un aquifère de craie longeant un déversement industriel, ce qui indique que le bromate peut, dans certaines circonstances, s'infiltrer dans les eaux souterraines par le sol.

La réduction du bromate naturel peut se produire dans l'eau présentant de faibles concentrations d'oxygène, selon la réaction suivante .

6 CH2O + 4 BrO3- 6 H2O + 6 CO2 + 4 Br- [6]

Butler et al. (2005a) indiquaient que le taux de réduction peut être lent selon des études sur ces processus effectués en laboratoire.

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Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Butler et al. (2005a) indiquaient que le bromate est persistent dans l'eau, même si cet ion est thermodynamiquement instable (voir Takeno, 2005) et sujet à une réduction biologique lente dans des conditions naturelles. En solution aqueuse, le bromate est hautement stable à température ambiante, il ne se volatilise pas et n'est pas éliminé à ébullition (Butler et al., 2005a). De plus, Grguric et al. (1994) ont observé que les concentrations de l'ion dans un échantillon d'eau salée laissé à l'obscurité totale ne montraient aucun changement significatif sur le plan statistique (± 2 %) sur une période de plus de deux ans.

Plusieurs études ont démontré que le bromate peut être réduit en bromure dans le sol à l'aide de communautés microbiennes enrichies et d'une source de carbone appropriée (Butler et al., 2005b; Rodgers, 1980). De plus, Rodgers (1980) a observé une conversion de 60 % à près de 100 % du BrO3- en Br-, après une incubation de 14 jours, à 25 °C, des sols aérobie et anaérobie modifiés et non modifiés avec du glucose. Ces résultats laissent entendre que l'atténuation naturelle du bromate dans le sol est possible.

Une dégradation anaérobique du bromate dans les sédiments à une profondeur à laquelle des conditions anoxyques persistent est théoriquement possible (voir l'équation 6 ci-dessus), mais aucune donnée n'a été recensée quant au taux de réduction du bromate dans les sédiments. Toutefois, la présence de bromate dans les sédiments profonds ne devrait pas présenter un potentiel d'exposition élevé pour la majorité des organismes aquatiques, ni de préoccupation pour l'environnement.

D'après les sources de données fournies par la documentation décrite ci-dessus, le bromate de potassium respecte le critère de persistance dans l'eau (demi-vie dans l'eau supérieure ou égale à 182 jours) mais ne respecte pas le critère relatif à l'air, au sol ou aux sédiments (demi-vie dans l'air supérieure ou égale à 2 jours, demi-vie dans le sol supérieure ou égale à 182 jours et demi-vie dans les sédiments supérieure ou égale 365 jours) tel qu'il est établi dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Aucune étude n'a été recensée concernant le potentiel de bioaccumulation (facteur de bioconcentration [FBC], facteur de bioamplification [FBA]) du bromate dans les plantes et les animaux. Toutefois, des études toxicocinétiques menées en laboratoire laissent croire que les composés contenant du sulfhydryle comme le glutathione (GSH) contribuent à la réduction du bromate en bromure dans les tissus corporels des mammifères. Le bromure (ainsi que le bromate résiduel) est excrété par la suite par l'urine et les matières fécales (Kurokawa et al., 1990; IPCS, 2000; USEPA, 2001a). Puisque le GSH fait aussi partie du mécanisme de défense cellulaire des animaux aquatiques (Di Giulio et al., 1995), on anticipe que la voie physiologique décrite pour les mammifères fonctionne aussi pour les animaux aquatiques. Cette voie du GSH devrait généralement résulter en une faible accumulation nette de bromate et de son métabolite, le Br-, dans les tissus animaux. Cette conclusion est conforme à celle de Hutchinson et al. (1997) qui en sont venus à la conclusion qu'il est peu probable que le bromate ait le potentiel de s'accumuler de manière importante dans les espèces aquatiques. On note que l'élément brome n'a aucune fonction essentielle connue à ce jour dans les animaux et les plantes (Markert, 1994) et que l'ion bromure a un potentiel faible à moyen de toxicité aquatique, avec des CL50à court terme supérieures à 30 mg/L (PAN Pesticide Database c2000-2010).

En tenant compte de l'information publiée et des preuves expérimentales du potentiel métabolique, le bromate de potassium ne respecte pas le critère de bioaccumulation (FBA et FBC ≥ 5 000), tel qu'il est établi dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

La démarche suivie dans cette évaluation consistait à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à tirer des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve et en tenant compte du principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque prudent ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.

Puisque le bromate de potassium est supposé se rejeter principalement dans les systèmes d'eau douce (voir la section sur les rejets dans l'environnement), les organismes d'eau douce sensibles sont considérés comme les paramètres critiques. Compte tenu de sa persistance dans l'eau, ses effets chroniques étaient particulièrement intéressants.

Les données écotoxicologiques sur la toxicité du bromate dans le biote aquatique sont disponibles pour un éventail d'organismes aquatiques, y compris les algues d'eau douce, les invertébrés, les poissons, les crustacés et les bivalves estuariens et marins. Hutchinson et al. (1997) ont résumé les résultats de sept études qui indiquent que les concentrations efficaces (létales) moyennes (valeurs de la CE(L)50) étendues sur 4 ordres de grandeur. la plus basse valeur ayant été obtenir d'une huître (Crassostrea gigas), une CE50 de 48 heures sur le développement embryonnaire de 0,05 0,1 mg/L de bromate. Cette dernière valeur était nettement plus basse que les valeurs de la CE(L)50 obtenues avec les autres espèces, qui variaient entre 31 et 100 mg/L de bromate. En vue de reproduire les constatations de l'étude sur l'huître, Hutchinson et al.(1997) ont répété deux fois le test de développement embryonnaire selon un protocole similaire, mais ils ont été incapables de reproduire les résultats. Ils ont plutôt obtenu une CE50 de 24 heures de 170 mg de bromate pour ce paramètre. Comme le test n'a pu être reproduit, on a tenu compte des résultats suivants les plus sensibles.

Puisque le bromate de potassium est supposé se rejeter principalement dans les systèmes d'eau douce (voir la section sur les rejets dans l'environnement), les effets sur les organismes d'eau douce sensibles sont considérés comme les paramètres critiques. L'Institut national de recherche sur les eaux (INRE) d'Environnement Canada à Burlington, en Ontario, a effectué une série de tests sur la toxicité aigüe d'éléments métalliques et non métalliques à l'aide de la Hyalella azteca(Environnement Canada, 2007). L'objectif de cette expérience était de comparer la toxicité relative d'un certain nombre d'ions métalliques dans l'hypothèse de la pire éventualité concernant les propriétés chimiques de l'eau représentant les eaux diluées du Bouclier canadien (10 % de l'eau du lac Ontario avec une force ionique faible et une faible concentration de carbone organique dissous). L'exposition a duré 7 jours et la température a été maintenue entre 24 ºC et 25 ºC. Une CL50de 7 jours de 1,093 mg/L a été estimée pour le bromate d'après les concentrations nominales. Puisque le bromate est stable dans l'eau, les concentrations nominales peuvent être considérées comme une bonne estimation de la concentration d'exposition. Il a été déterminé que cette étude était très fiable (voir le résumé du sommaire de rigueur à l'annexe 2). Elle a donc été considérée comme une source de données clé.

Ces données sur la toxicité indiquent que le bromate de potassium a généralement un potentiel de toxicité faible à modéré pour les organismes aquatiques. Il peut toutefois être extrêmement dangereux pour certains organismes sensibles (par exemple la Hyalella azteca).

En raison des demandes de confidentialité, la quantité utilisée aux sites précis ne peut être révélée (Environnement Canada, 2009a). Par conséquent, on suppose que la limite supérieure des quantité de bromate de potassium importées au Canada, soit 1 000 kg ou 770 kg de l'entité préoccupante d'ion bromate, est entièrement utilisée dans un site industriel. On a utilisé un scénario générique pour estimer une concentration prudente d'ions bromate résultant de ce rejet industriel de 770 kg d'ions bromate en utilisant l'outil d'exposition générique industriel - milieu aquatique (Industrial Generic Exposure Tool - Aquatic, ou IGETA) d'Environnement Canada, 2209b). Le scénario prévoyait que seulement 5 % de la masse de bromate est perdue dans les eaux usées, qu'il n'y a pas d'élimination dans les usines d'épuration des eaux usées, et que l'effluent est rejeté dans une petite rivière ayant un débit de 0,36 m3/s. La valeur de concentration environnementale estimée (CEE) obtenue était de 4,5×10-3 mg/L (Environnement Canada, 2009c)..

Une concentration estimée sans effet (CESE) a été dérivée de la valeur de la toxicité la plus faible recensée pour un organisme d'eau douce - une CL 50 aigüe pour la Hyalella azteca de 1,093 mg/L. Cette valeur a été sélectionnée comme valeur critique de la toxicité, et a été divisée par un facteur d'évaluation de 100 tenir compte de certaines incertitudes liées à l'extrapolation de la valeur de la CL50constatée en laboratoire à une valeur chronique sans effet sur le terrain pour les variabilités interspécifique et intraspécifique. On obtient une valeur prudente pour la CESE de 0,011 mg/L.

Le quotient de risque très prudent (CEE/CESE) de 4,1×10-2 en résultant indique qu'il est peu probable que les concentrations d'exposition soient suffisamment élevées pour être nocives pour les organismes aquatiques. Il est considéré peu probable que des organismes d'autres sites ou d'autres milieux y soient exposés significativement. Le sol et les sédiments ne seraient pas des milieux d'exposition importants selon les utilisations et les rejets, et le comportement de répartition prévu du bromate.

Il est donc peu probable que le bromate de potassium cause des effets écologiques nocifs au Canada.

Cette conclusion a été tirée malgré les hypothèses prudentes énoncées en réponse aux incertitudes rencontrées dans l'évaluation. Une incertitude clé est liée au manque de données empiriques sur les concentrations environnementales au Canada, lequel a été traité en prédisant des concentrations prudentes dans l'eau à l'aide d'un scénario d'exposition industrielle. Il y a également une incertitude associée à la CESE, mais une quantité équitable de données empiriques est disponible (incluant les algues, les invertébrés et les poissons), et la valeur de CL 50 pour laHyalella, la valeur de toxicité chronique sélectionnée, est environ 30 fois plus basse que la valeur de toxicité aigüe inférieure la plus proche recensée par Hutchinson et al.(1997). Cette incertitude a donc été réglée en divisant la valeur critique de la toxicité (VTC) par un facteur d'évaluation de 100 afin de tenir compte des incertitudes liées aux variabilités interspécifique et intraspécifique et à l'extrapolation de CL50constatée en laboratoire à une valeur chronique sans effet sur le terrain.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine au Canada

Évaluation de l'exposition

Milieux naturels et alimentation

Les concentrations environnementales de bromate de potassium et l'ion bromate ont une portée limitée puisque aucune donnée empirique quant à leur présence dans l'air ou le sol ne sont disponibles. En tant que sel ayant un point de fusion relativement élevé ainsi qu'une volatilité négligeable, on s'attend à ce que l'exposition dans l'air au bromate de potassium sera négligeable. De plus, en conséquence de ses fortes capacités d'oxydation, le bromate de potassium sera réduit en bromure s'il est rejeté dans le sol (Butler et al., 2005a; OMS, 2005). Les estimations d'absorption de ces deux sources n'ont donc pas été calculées. Enfin, en tant que sel pouvant se dissoudre dans l'eau (solubilité dans l'eau 1,33 x 105 mg/L), le bromate de potassium se dissociera immédiatement pour prendre la forme des ions de ses éléments s'il est rejeté dans l'eau.

Tel qu'il est indiqué dans la section sur les sources, l'ion bromate peut être présent dans l'eau potable traitée aux agents de désinfection. Toutefois, la source de ce bromate est du bromure naturellement présent et non du bromate de potassium (voir les équations 3 à 5 de la section Sources). Les Recommandations pour la qualité de l'eau potable du Canada de Santé Canada fixent la concentration maximale acceptable à 10 µg/L pour le bromate dans l'eau potable (Santé Canada, 1998), bien que le bromate ait été détecté au-dessus de cette limite dans les bouteilles d'eau potable (Dabeka et al., 2002). Puisque le bromate n'est pas naturellement présent dans l'eau (Butler et al., 2005a), sa présence dans les eaux non traitées viendrait probablement des rejets environnementaux de sels de bromate. La présence de bromate, provenant présumément des rejets industriels, a été recensée dans 4 échantillons de rivière sur 36 aux Pays-Bas (plage : 4 – 8 µg/L, Versteegh et al., 1993) et dans des eaux souterraines contaminées par une usine de produits chimiques au Royaume-Uni (> 2 mg/L, Butler et al., 2005).

Tel qu'il est mentionné dans la section sur les rejets dans l'environnement, de petites quantités de bromate de potassium sont rejetées dans l'environnement au Canada (Environnement Canada, 2009a; INRP, 2009). De plus, les données de l'Inventaire des rejets toxiques indiquent que cette substance est aussi rejetée en petites quantités aux États-Unis (TRI, 2009).

Les estimations d'absorption quotidienne dans l'eau potable ont été calculées selon la concentration acceptable maximale de Santé Canada (10 µg/L) pour le bromate. L'absorption quotidienne maximale pour tous les groupes d'âge incluant les nourrissons est estimée à moins de 0,0011 mg/kg/jour.

Depuis 1994, le bromate de potassium n'est plus autorisé comme additif alimentaire dans les aliments vendus au Canada (communication personnelle de 2009 et de 2010 de la Direction des aliments de Santé Canada, source non citée). Une entreprise a déclaré utiliser le bromate de potassium comme oxydant dans la mouture de farine; mais elle a aussi déclaré que tout le produit fini était expédié aux États-Unis (Environnement Canada, 2009a). De plus, sa présence possible dans les matériaux d'emballage alimentaire ne sera pas une source d'exposition, puisque l'emballage est enduit de plastique ou de cire et il n'y a donc aucun contact avec les aliments (communication personnelle de 2009 de la Direction des aliments de Santé Canada, source non citée). En tenant compte des indications ci-dessus, l'exposition potentielle par les aliments est négligeable et l'absorption par cette source n'a pas été calculée.

À la lumière de ses propriétés physiques et chimiques, des petites quantités rejetées dans l'environnement et du retrait de la liste du bromate de potassium comme additif alimentaire, l'exposition humaine au bromate de potassium par les milieux environnementaux et les aliments est négligeable.

Produits de consommation

Deux des trois utilisations du bromate de potassium recensées en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) sont confidentielles. Cependant, les utilisations déclarées de ces produits sont principalement industrielles et commerciales.

Le bromate de potassium a été utilisé comme oxydant ou neutralisant dans les solutions neutralisantes à permanentes, et il fait actuellement partie de la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (Santé Canada, 2007). Aucune entreprise n'a déclaré avoir fabriqué ou importé au Canada du bromate de potassium dans ces produits en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009a). Aucune utilisation de bromate de potassium dans les produits d'hygiène personnelle n'a été déclarée dans le Système de déclaration des cosmétiques de Santé Canada (SDC, 2009). De plus, le bromate de potassium n'a pas été identifié comme ingrédient des produits listés dans la Household Products Database (HPD, 2005).

D'après des données provenant de différentes sources, on croit fermement que les risques d'exposition au bromate de potassium par l'utilisation des produits de consommation est négligeable.

La confiance à l'égard de la caractérisation de l'exposition au milieu environnemental et aux produits alimentaires et de consommation est juge modérée. Il existe une incertitude à l'égard des concentrations en bromate de potassium dans les milieux environnementaux, car les renseignements disponibles restent limités. Cependant, d'après les modèles d'utilisation et les quantités limitées de rejets, l'exposition au bromate de potassium par les milieux environnementaux et les aliments serait présumées être négligeable.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 3 présente un aperçu de la base de données toxicologiques pour le bromate de potassium. Puisque les effets toxicologiques sont principalement ressentis par l'intermédiaire de l'ion bromate, cette évaluation intégrera les données sur les deux principaux sels de bromate (bromate de potassium et bromate de sodium).

À partir des recherches effectuées sur des animaux de laboratoire, le bromate de potassium a été classifié par le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC, 1999) comme étant « probablement cancérogène pour l'homme, selon des preuves insuffisantes chez l'homme et des preuves concluantes chez les animaux de laboratoire » (groupe 2B). Il a aussi été classifié par l'Union européenne (EU) comme une substance cancérogène de catégorie 2 « Peut provoquer le cancer » (ESIS, 2008). De façon similaire, Santé Canada a classifié la partie préoccupante du bromate comme étant « probablement cancérogène pour l'homme selon des preuves suffisantes chez les animaux et aucune données sur les humains » (Santé Canada, 1999). L'Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis a également classifié la partie préoccupante du bromate comme étant une substance cancérogène du Groupe B2 « substances probablement cancérogènes pour les humains selon aucune preuve chez l'homme, mais avec des preuves suffisantes de cancérogénicité chez les rats mâles et femelles » selon des recommandations précédentes, et comme « substances probablement cancérogènes pour les humains qui sont exposés par voie orale, selon des données insuffisantes pour l'évaluation de l'exposition par inhalation » selon des recommandations actuelles (USEPA, 2001a, b). Récemment, l'organisation mondiale de la santé (OMS) a aussi évalué la partie préoccupante du bromate conformément aux lignes directives sur la qualité de l'eau potable, et elle a déclaré que « le poids des preuves provenant des bioessais sur les rats indiquent clairement que le bromate a le potentiel d'être une substance cancérogène pour les humains » (OMS, 2005). Récemment, l'Environmental Protection Agency de la Californie a publié une ébauche du document intitulé Public Health Goal for Bromate in Drinking Water (Objectifs de santé publique relatifs à la quantité de bromate dans l'eau potable (Cal-EPA, 2009).

Des bioessais multiples à long terme ont examiné l'effet du bromate de potassium lorsqu'il est administré aux rongeurs dans l'eau potable. L'administration du bromate de potassium a provoqué des hypernéphromes, des carcinomes du follicule thyroïdien et des mésothéliomes principalement chez les rats. Les hypernéphromes ont été observés chez les souris mâles et des hamsters de Syrie mâles; toutefois ces effets n'étaient pas aussi sévères que ceux recensés chez les rats.

Des rats mâles et femelles F344 auxquels on a administré des doses de 0, 250 et 500 ppm de bromate de potassium dans l'eau potable pendant 110 semaines (équivalent à environ 0, 9,6 et 21,2 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les mâles et 0, 9,6; et 19,5 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les femelles). Le pourcentage de survivants et le gain de poids corporel a diminué chez les mâles, mais pas chez les femelles. On a observé une augmentation importante de l'incidence des tumeurs dans les cellules rénales (adénomes et adénocarcinomes) dans tous les groupes traités, chez les deux sexes. On a observé une augmentation importante de l'incidence des mésothéliomes péritonéaux (Kurokawa et al., 1982, 1983a) chez les rats mâles.

Dans une autre étude, on a administré à des rats F344 mâles 0, 15, 30, 60, 125, 250 ou 500 mg/L de bromate de potassium (équivalent à 0, 0,7, 1,3, 2,5, 5,6, 12,3 et 33 mg/kg p.c. par jour en bromate) dans de l'eau potable, pendant 104 semaines. Des augmentations des hypernéphromes selon la dose (adénomes et adénocarcinomes) ont été observées à des doses débutant à 2,5 mg/kg p.c. par jour en bromate, mais le degré significatif a été atteint à des doses de 5,6 mg/kg p.c. par jour en bromate et plus. On a aussi observé des lésions pré-néoplasiques (avec les augmentations proportionnelles à la dose) des fréquences des éléments dysplasiques, mais le degré significatif a été atteint à 1,3 mg/kg p.c. par jour en bromate et plus. Des augmentations importantes d'incidences de mésothéliomes péritonéaux ainsi que d'adénomes et d'adénocarcinomes du follicule thyroïdien à une dose de 33 mg/kg p.c. par jour en bromate ont aussi été recensées. À 33 mg/kg p.c. par jour en bromate, les mâles traités ont montré une diminution du gain de poids corporel et du taux de survie. (Kurokawa et al., 1986a).

Des rats mâles F344 ont reçu des doses de 0, 0,02, 0,1, 0,2 ou 0,4 g/L de bromate de potassium dans l'eau potable (équivalent à 0, 1,1, 6,1, 12,9 et 28,7 mg kg p.c. par jour en bromate) pendant 100 semaines. Les auteurs ont déclaré une augmentation importante des incidences proportionnelles à la dose de mésothéliomes, d'hypernéphromes (adénomes et carcinomes) et de tumeurs du follicule thyroïdien (adénomes et adénocarcinomes). Pour les mésothéliomes, le degré significatif a été atteint à 6,1 mg/kg p.c. par jour en bromate et plus (augmentée à 1,1 mg/kg p.c. par jour en bromate, p=0,06). Pour les tumeurs hypernéphromes et du follicule thyroïdien, le degré significatif a été atteint seulement dans le groupe à 28,7 et les niveaux de dosages 12,9 et 8,7 mg/kg p.c. par jour en bromate, respectivement. De plus, le groupe à dose élevée a aussi connu une diminution importante du gain de poids corporel et du poids corporel moyen. Une augmentation significative du poids des reins et de la thyroïde, ainsi que du poids relatif du foie, des reins, de la thyroïde et de la rate ont aussi été observées dans le groupe à dose élevée (DeAngelo et al., 1998).

Des bioessais à long terme sur le cancer ont aussi été effectués sur des souris femelles B6C3F1. Du bromate de potassium a été administré à des doses de 0, 500 ou 1 000 mg/L (équivalent à 0, 43,5, et 92,2 mg/kg p.c. par jour en bromate) dans l'eau potable pendant 78 semaines, suivie d'une période de 26 semaines d'administration d'eau. Aucune augmentation importante de l'incidence de tumeurs n'a été observée, bien que le nombre de souris ayant une tumeur était plus élevé dans le groupe à dose élevée (le degré significatif n'a pas été atteint). Le gain de poids corporel a diminué dans le groupe à dose élevée, mais le taux de survie n'a pas été affecté (Kurokawa et al., 1986b).

Des souris mâles B6C3F1 ont reçu des doses de 0, 0,08, 0,4 ou 0,8 g/L de bromate de potassium dans l'eau potable (équivalent à 0, 7, 32,6 et 59,9 mg/kg p.c. par jour en bromate) pendant 100 semaines. Les auteurs ont recensé une augmentation statistiquement importante, mais aucune augmentation d'incidence des tumeurs aux reins liée à la dose (adénomes et carcinomes) après 100 semaines d'exposition. Précisément, une augmentation importante de l'incidence des hypernéphromes a été recensée dans le groupe des doses à 7 mg/kg p.c. par jour. Bien que les hypernéphromes ont aussi été observés dans les groupes des doses à 32,6 et 59,9 mg/kg p.c. par jour, ces incidences n'ont pas atteint un degré statistiquement significatif. Les auteurs ont déclaré que l'incidence historique d'hypernéphromes pour les souris B6C3F1 était inférieure à 0,5 %. Le fait que le bromate de potassium soit responsable de l'augmentation des hypernéphromes est donc une constatation biologique pertinente. Le poids corporel, le poids des organes et le taux de survie n'ont pas été affectés par cette étude (DeAngelo et al., 1998).

Un bioessai à long terme a été effectué sur des hamsters de Syrie mâles auxquels on a administré du bromate de potassium à des doses de 0, 125, 250, 500 ou 2 000 mg/L (équivalent à 0, 20,1, 40,2, 80,4 et 321,6 mg/kg p.c. par jour en bromate) dans de l'eau potable pendant 89 semaines. Les incidences d'hypernéphromes ont augmenté chez les groupes ayant reçu 80,4 et 321,6 mg/kg p.c. par jour, mais cet effet n'était pas lié à la dose ou significatif. Les auteurs ont déclaré que l'incidence spontanée d'hypernéphromes chez les hamsters de Syrie était très faible (moins de 1 sur 1 000) et que cette conclusion peut donc être biologiquement significative. Aucune différence n'a été observée quant au temps de survie moyen entre les groupes traités et les groupes témoins, bien que le poids corporel moyen du groupe ayant reçu une dose élevée était considérablement inférieur, et le poids moyen absolu et relatif de leurs reins était significativement supérieur (Takamura et al., 1985).

Du bromate de potassium a aussi été administré à des rats et des souris dans leur régime (pain auquel on a ajouté du bromate de potassium). Aucune conclusion pathologique importante n'a été recensée par les auteurs, quoique de faibles niveaux de bromure aient été détectés dans les tissus adipeux (Fisher et al., 1979; Ginocchio et al., 1979). L'absence de l'induction de tumeur par le régime peut s'expliquer par la réduction du le bromate de potassium en bromure pendant la cuisson (Cunningham et Warner, 2000).

Le potentiel d'amorçage et d'activation de catalyseur de tumeurs du bromate de potassium a également été examiné. Aucune aggravation du cancer du rein n'a été observée avec le traitement ininterrompu au barbital sodique après une seule dose de bromate de potassium, ce qui indique qu'une seule dose de bromate de potassium n'amorce pas la croissance des tumeurs aux reins (Kurata et al., 1992). D'un autre côté, il a été prouvé que le bromate de potassium a un rôle d'activation de catalyseur et d'augmentation dans l'induction des tumeurs aux reins chez les rats, après avoir été administré subséquemment une dose de N-éthyl-N-hydroxyéthylnitrosamine (EHEN) (Kurokawa et al., 1983b; Kurokawa et al., 1985). Il ne semble toutefois pas avoir de rôle d'activation de catalyseur et d'augmentation dans la formation des tumeurs au foie et à la peau lorsqu'il est administrée après l'EHEN et le DMBA (diméthylbenzanthracène) respectivement (Kurokawa et al., 1983b, 1984).

La génotoxicité du bromate de potassium a été bien caractérisée in vitro et in vivo. In vitro, le bromate de potassium a induit des résultats mixtes de mutagénicité dans les bactéries et les vers à soie (Akintonwa et al., 2007; Ishidate et al., 1981; Ishidate et al., 1984; Kawachi et al., 1980; Zeiger et al., 1992). Toutefois, dans les lignées cellulaires mammifères, le bromate de potassium a une fréquence accrue de mutation (Luan et al., 2007; Harrington Brock et al., 2003; Speit et al., 1999). En général, bien que le bromate de potassium a induit des résultats mixtes dans les bactéries, il a produit des résultats mutagéniques principalement positifs dans les lignées cellulaires mammifères.

Le bromate de potassium a induit des dommages à l'acide désoxyribonucléique (ADN) des cultures cellulaires mammifères et de la thyroïde, des globules blancs et des cellules rénales primaires de l'humain, tel qu'il est mesuré dans l'essai de Comet in vitro (Smith et al., 2006; Luan et al., 2007; Matiolli et al., 2006; Plewa et al., 2002; Poul et al., 2004; Robbiano et al., 1999; Speit et al., 1999; Parsons et Chipman, 2000). L'induction principalement positive de micronoyaux a aussi été observée dans les cellules de mammifères en culture ainsi que dans les lymphocytes et cellules rénales primaires de l'humain (Fellows et al., 2008; Platel et al., 2009; Kaya et Topaktas, 2007; Luan et al., 2007; Poul et al., 2004; Robbiano et al., 1999; Speit et al., 1999; Ballmaier et Epe, 2006 ; Matsuoka et al., 1992). Le bromate de potassium induit également des aberrations chromosomiques, la réparation d'ADN, l'échange de chromatides sœurs et des modifications d'ADN (oxydation accrue d'ADN) dans les lignées cellulaires mammifères, les cellules humaines primaires en culture et les systèmes acellulaires (Ishidate et al., 1981; Ishidate et al., 1984; Kawachi et al., 1980; Sasaki et al., 1980 ; Kaya et Topaktas, 2007 ; Matsuoka et al., 1992,; Mattioli et al., 2006; Chipman et al., 1998; Baillmaier et Epe, 1995 ; Ballmaier et Epe, 2006; Parsons et Chipman 2000; Matsuoka et al., 1992; Murata et al., 2001; Sai et al., 1994; Speit et al., 1999). Une faible induction d'aberration chromosomique a aussi été observée dans les cellules de mammifères en culture (Speit et al., 1999).

Aucune induction de modifications d'ADN oxydantes dans des reins perfusés isolés et dans l'ADN de thymus de veau n'a été observée après l'administration de bromate de potassium (Chipman et al., 1998; Sai et al., 1994).

Le bromate de potassium et le bromate de sodium ont aussi induit des micronoyaux in vivo dans plusieurs organes des rats et des souris (Nakajima et al., 1989; Hayashi et al., 1982; Allen et al., 2000; Awogi et al., 1992; CSGMT, 1986; Sai et al., 1992a; Robbiano et al., 1999; NTP, 2007; Hamada et al., 2001). De plus, le bromate de potassium a induit des dommages à l'ADN (tel qu'il est mesuré par l'essai de Comet sur l'ADN) du rein, du foie et de la thyroïde du rat (Robbiano et al., 1999; Mattioli et al., 2006; McLaren et al., 1994). Des dommages à l'ADN ont aussi été induits aux reins, au foie, au colon, à l'estomac, à la vessie, aux poumons, au cerveau et à la moelle épinière de la souris (Sasaki et al., 1997; Sekhashi et al., 2001). On a aussi observé que le bromate de potassium induit des aberrations chromosomiques aux cellules de la moelle épinière du rat après l'administration par voie orale (Fujie et al., 1988; Kawachi et al., 1980). De plus, il induit la mutagénécité in vivo dans les reins des souris et des rats (Arai et al., 2002 ; Yamaguchi et al., 2008; Umemura et al., 2006). On a en outre observé des modifications oxydantes à l'ADN dans les reins et le foie des rats et des souris traités au bromate de potassium (Arai et al., 2002; Arai et al., 2003; Arai et al., 2006; Yamaguchi 2008; Umemura et al., 1995; Umemura et al., 1998; Umemura, 2004; Umemura et al., 2006; Umemura et al., 2009; Cadenas et al., 1999; Chipman et al., 1998; Cho et al., 1993; Kasai et al., 1987; McDorman et al., 2005; Sai et al., 1991; Sai et al., 1992).

Des résultats négatifs d'essais sur la génotoxicité in vivo ont aussi été recensés pour le bromate de potassium. Aucune induction de micronoyaux n'a été observée dans les spermatides, et aucune induction de dommages à l'ADN n'a été observée dans les poumons, la rate et la moelle épinière des souris traitées au bromate de potassium (Allen et al., 2000; Sasaki et al., 1997). En outre, aucune induction de modifications oxydantes et apuriques/apyrimidiques n'a été observée dans les foies et les reins de rats respectivement (Umemura et al., 1995; Kasai et al., 1987; McDorman et al., 2005). Les résultats d'un test d'induction de dommages à l'ADN dans les reins de rats ont aussi été non concluants (Nesslany et al., 2007). Des tests sur la mutagénécité in vivo dans les reins de rats et les foies de souris, tels que mesurés par les essais de mutation gpt et red/gam, ont été non concluants et négatifs, respectivement (Arai et al., 2003 ; Umemura et al., 2006; Umemura et al., 2009).

Un mode d'action d'induction des tumeurs entièrement élucidé n'a pas été mis au point. Le stress oxydatif peut jouer un rôle dans la formation des tumeurs aux reins, tel que démontré par la détection de 8-hydroxydéoxyguanosine dans les reins de rongeurs (USEPA, 2001a). Il existe également des preuves que la prolifération des cellules joue aussi un rôle dans la carcénogénécité rénale médiée par le bromate, toutefois ce mécanisme demeure à élucider (USEPA, 2001a). L'USEPA conclut que « l'observation de tumeurs à des périodes relativement tôt et la réponse positive du bromate dans divers essais de génotoxicité laissent entendre que le mode d'action principal à faibles doses est la réactivité de l'ADN [...] » (USEPA, 2001a). De plus, l'OMS a déclaré que « le bromate doit être considéré comme un sous-produit de désinfection mutagénique ». (OMS, 2005).

Aucun effet cancéreux n'a été recensé dans de nombreuses études. Des changements dégénératifs, nécrotiques, néphropathiques et régénératifs aux reins ont été observés chez des rats F344 auxquels on a administré du bromate de potassium dans de l'eau potable (Kurokawa et al., 1983, 1986a, b). Toutefois, l'information sur l'incidence ou la signification statistique de ces conclusions n'a pas été recensée. Des observations non néoplasiques importantes ont été recensées dans le bassinet du rein de rats F344, lorsqu'une augmentation d'hyperplasies urothéliales liée à la dose a été observée (DeAngelo et al., 1998). D'après ces effets, une dose sans effet nocif observé (DSENO) de 1,1 mg/kg p.c. par jour en bromate et une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) de 6,1 mg/kg p.c. par jour en bromate sont dérivées. De plus, on a observé une dégénérescence hyaline des cellules de l'épithélium, une dilatation des tubules, une régénération tubulaire, une fibrose ainsi qu'une infiltration cellulaire inflammatoire dans les reins, après administration de bromate de potassium (dans l'eau potable) à des rats mâles Big Blue® (5 rats/groupe)) pendant 16 semaines (Yamaguchi et al., 2008). D'après la dégénération des cellules de l'épithélium, une DMENO de 1,3 mg/kg p.c. par jour en bromate est dérivée, bien que le faible nombre de rats réduit la confiance à l'égard de cette détermination.

L'administration par voie orale du bromate de sodium dans de l'eau potable pendant 27 et 43 semaines à des souris hemizygotes Tg.AC a aussi induit des effets non néoplasiques importants. Une augmentation de l'hypertrophie des cellules folliculaires, de l'appauvrissement folliculaire et de l'infiltration des lymphocytes a été observée dans la thyroïde. Une augmentation des néphropathies, de la dégénération des tubules rénales et des hypertrophies a aussi été observée dans les reins des souris traitées. L'hypertrophie de l'hypophyse et la dégénération de l'épithélium germinal dans les testicules ont aussi été observées. D'après des augmentations importantes de l'hypertrophie des cellules folliculaires chez les mâles, une DMENOde 8,4 mg/kg p.c. par jour en bromate est dérivée. Aucune des lésions non néoplasiques mentionnées ci-dessus n'ont été recensées chez les souris p53 haploïdes semi-dominantes traitées au bromate de sodium dans l'eau potable pendant 27 et 43 semaines (NTP, 2007).

Des effets non cancérogènes importants ont été observés après l'application cutanée (26 et 39 semaines) de bromate de sodium à des souris hemizygotes Tg.AC. On a aussi observé l'hypertrophie des cellules folliculaires thyroïdiennes (tous les groupes de dosage), l'appauvrissement sécrétoire et l'infiltration des lymphocytes. Des effets non néoplasiques dans les reins ont aussi été observés, précisément avec l'augmentation du poids relatif des reins et des néphropathies (NTP, 2007). D'après des effets hypertrophiques importants de la thyroïde chez les mâles et les femelles, une DMENO de 54,2 mg/kg p.c. par jour en bromate est dérivée.

Aucun effet cancéreux n'a été recensé dans une étude sur l'immunotoxicité, dans laquelle de l'eau potable contenant du bromate de sodium a été administrée à des souris pendant 28 jours. Une augmentation importante du poids de la rate, une augmentation des réticulocytes et une diminution des activités des macrophages ont été observées (Guo et al., 2001). Bien qu'on ait observé un manque d'une relation dose-réponse claire quant à l'augmentation du poids absolu de la rate, une dose minimale avec effet observé (DMEO) de 10,6 mg/kg p.c. par jour en bromate est dérivée.

Du bromate de sodium a aussi été administré (dans de l'eau potable pendant 35 jours) à des rats Sprague Dawley mâles et femelles lors d'un essai sur la toxicité pour la reproduction et le développement à court terme. On en a conclu que le bromate de sodium a un effet toxique sélectif sur les mâles, c'est-à-dire qu'on a observé une diminution importante de la densité du sperme épididymal chez les mâles (NTP, 1996). D'après ces effets, une DMENOde 16,1 mg/kg p.c. par jour en bromate et une DMENO de 5,5 mg/kg p.c. par jour en bromate sont dérivées.

Le bromate de potassium, lorsqu'il est injecté par voie sous-cutanée pendant 2 semaines, peut altérer le système auditif (seuil d'audibilité plus élevé) et le système vestibulaire (équilibre diminué et activité locomotrice spontanée) des cochons d'Inde (Chuu et al., 2000; Young et al., 2001). Ces résultats sont importants puisque de l'ototoxicité a été recensée après une exposition aigüe par voie orale chez les humains.

Les données concernant la toxicité du bromate chez les humaines sont limitées aux rapports de cas sur la toxicité aigüe et à une seule étude de cas-témoins. La toxicité aigüe au bromate par ingestion volontaire ou accidentelle de grandes quantités de solutions à permanentes maison contenant du sel de bromate implique des effets réversibles comme des effets gastrointestinaux, la dépression du système nerveux central, l'anémie hémolytique et des œdèmes pulmonaires. Les effets irréversibles comprennent l'insuffisance rénale et l'ototoxicité (résumés à l'annexe 3). Aucune étude épidémiologique rigoureuse des effets sur la santé humaine associés au bromate de potassium n'a été trouvée dans la documentation.

Aucune donnée n'est disponible concernant les caractéristiques d'absorption du bromate par les voies respiratoires. Dans les voies gastrointestinales, le bromate est absorbé adéquatement (Fujii et al., 1984; Lichtenberg et al., 1989), et sa détection dans les divers organes indiquent que l'ingestion du bromate peut mener à une diffusion généralisée (Fujii et al., 1984). Le bromate peut être réduit en bromure lorsqu'il est ingéré à faible dose; d'ailleurs des niveaux accrus de bromure ont été détecté dans divers organes (Fujii et al., 1984). Le bromate est principalement excrété dans l'urine, même si de petites quantités peuvent être excrétées dans les matières fécales (Fujii et al., 1984).

La confiance à l'égard de la base de données sur la toxicité est jugée moyenne à élevée, car des données sur la toxicité aigüe et à doses répétées, sur la carcinogénécité, la génotoxicité, l'immunotoxicité, ainsi que la toxicité pour la reproduction et le développement sont disponibles. Il y a une certaine insécurité associée au manque d'études robustes sur la toxicité pour la reproduction et le développement multigénérationnel. De plus, des données sur la toxicité et des données relatives aux effets critiques du cancer ont été étudiées principalement par voie orale, puisque les voies cutanées et par inhalation n'ont pas été entièrement caractérisées. De plus, les mésothéliomes testiculaires du rat peuvent n'avoir qu'une importance limitée à cause des différences anatomiques entre les rats et les humains concernant la cavité scrotale (Haber et al., 2009). Toutefois, l'USEPA et l'OMS ont tous deux utilisé l'incidence de ces tumeurs pour quantifier les risques de cancer pour les humains. Enfin, il y a une incertitude associée au manque d'études épidémiologiques précises sur l'exposition des humains au bromate de potassium.

Caractérisation des risques

Puisque le bromate de potassium a été classifié d'après sa carcinogénécité par d'autres organismes nationaux et internationaux, la carcinogénécité est l'intérêt principal de la présente évaluation. Des incidences accrues de tumeurs ont été observées aux reins, à la thyroïde et au mésothélium (cavité testiculaire et péritonéale) des rats traités au bromate de potassium dans de l'eau potable. Le bromate de potassium a aussi induit des incidences importantes accrues de tumeurs aux reins lors d'un bioessai sur les souris. En outre, il a été jugé comme génotoxique in vitro et in vivo. Bien que de récentes preuves associent la génotoxicité du bromate de potassium au stress oxydatif, ce mode d'action potentiel n'a pas été entièrement élucidé. Donc, d'après la génotoxicité du bromate de potassium, il ne peut pas être exclu que les tumeurs observées chez les animaux expérimentaux sont causées par une interaction directe avec le matériel génétique.

L'exposition aux sels de bromate a induit divers effets non cancéreux chez les animaux expérimentaux. Ces effets apparus après l'administration de sels de bromate incluent des effets non cancéreux sur plusieurs organes, la toxicité pour la reproduction et le développement, ainsi que l'immunotoxicité. La dose minimale avec effet observé qui a induit des effets non cancéreux a été dans l'induction d'effets non cancéreux dans les reins (DMENOde 1,3 mg/kg p.c. par jour en bromate) dans une étude sur la toxicité subchronique. À ce niveau, les lésions prénéoplasiques (éléments dysplastiques, reins) et les mésothéliomes (p=0,06) montraient une augmentation dans les essais à long terme. La marge d'exposition n'a pas été calculée pour les effets non cancéreux car l'exposition pour la population en général est considérée comme négligeable. De plus, des lésions et des tumeurs prénéoplasiques sont observées au même niveau d'effet que les lésions non cancéreuses.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

Il y a une certaine incertitude à l'égard de l'exposition au bromate de potassium par les produits de consommation en raison du manque de données disponibles. Cependant, son utilisation réduite au cours des dernières années indique que l'exposition aux produits qui en contiennent est peu probable. Il y a une incertitude en raison du peu d'informations disponibles concernant les concentrations de bromate de potassium dans les milieux environnementaux, cependant d'après les utilisations et les rejets limités de bromate de potassium, l'exposition à cette substance par les milieux environnementaux et les aliments serait présumée être négligeable.

Il y a une certaine incertitude associée à la caractérisation limitée des effets sur la santé humaine par la voie cutanée et par inhalation. De plus, puisque aucune étude épidémiologique n'était disponible sur les effets sur la santé humaine de l'exposition au bromate de potassium, sa toxicité potentielle sur les humains est également incertaine. Enfin, il y a une certaine incertitude relative à l'importance des mésothéliomes testiculaires des rats pour les humains. Par contre, d'autres organisations ont utilisé l'incidence de ces tumeurs dans leur estimation des risques de cancer pour les humains.

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Conclusion

D'après les renseignements contenus dans le présent rapport d'évaluation préalable, le bromate de potassium ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie. En outre, le bromate de potassium répond donc au critère de la persistance dans l'eau, mais il ne répond pas au critère de la persistance dans l'air, le sol ou les sédiments et il ne satisfait pas aux critères de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Compte tenu de la cancérogénicité du bromate de potassium, pour lequel il pourrait exister une possibilité d'effets nocifs quel que soit le niveau d'exposition, il est proposé que cette substance soit considérée comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Il est donc conclu que le bromate de potassium respecte un ou plusieurs des critères énoncés dans l'article 64 de la LCPE (1999),.

Cette substance fera partie de l'initiative de mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure des substances. En outre, s'il y a lieu, des activités de recherche et de surveillance viendront appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable.

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Annexe 1 : Détails de la modélisation avec WHAM VI et descriptions des types d'eau utilisés

La spéciation du bromate en phase dissoute a été déterminée à l'aide du modèle Windermere Humic Aqueous Model (WHAM, 2001; Tipping, 2002). Les conditions d'exécution du modèle sont décrite ci-dessous :

Tableau A1.1. Caractéristiques physico-chimiques de l'eau de surface utilisée pour modéliser la spéciation du bromate en solution.Note de bas de page b
Type d'eauNCarbone inorganique dissousCl-Note de bas de page bSO42-Note de bas de page bpHNote de bas de page cCaNote de bas de page cMgNote de bas de page cNaNote de bas de page cKNote de bas de page cAgNote de bas de page dFeNote de bas de page dBaNote de bas de page dLiNote de bas de page dBrO3-Note de bas de page eDOCNote de bas de page c(mg/L)
Concentration moyenne (mol/L)
Lac Ontario 10 %variable 17 à 851,71 × 10-47,02 × 10-53,21 × 10-57,39,22 × 10-53,55 × 10-55,7 × 10-54,22 × 10-66,67 × 10-138,06 × 10-101,13 × 10-82,88 × 10-88,55 × 10-6~ 1

Abbreviation: DOC, dissolved organic carbon.

Note de bas de page b

Toutes les valeurs sont pour la phase dissoute.

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Note de bas de page c

Source : Borgmann et al. (2005).

Retour à la première référence de la note de bas de page c

Note de bas de page d

Source : Rossman et Barres (1988).

Retour à la première référence de la note de bas de page d

Note de bas de page e

Source : Environnement Canada (2007). La concentration en bromate est la CL50obtenue d'un test de toxicité aigu de 7 jours avec l'amphipode Hyalella azteca exposé au bromate dans 10 % d'eau du lac Ontario.

Retour à la référence de la note de bas de page e

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Annexe 2 : Sommaire de rigueur d'étude

Formulaire pour sommaire de rigueur d'études pour la toxicité aquatique

Annexe 2 : Sommaire de rigueur d'étude
QuestionPondérationOui/nonPrécisions
1Environnement Canada. 2007. Information technique – Feuilles de calcul de catégorisation : Substances inorganiques. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division des substances existantes. Disponible sur demande. [publié en avril 2007 sur CD-ROM, intitulé Programme des substances existantes]. Disponible sur demande à : Division des substances existantes, Environnement Canada. Ottawa. K1A 0H3.
2Identité de la substance : n° CASs. o.O7789_38_0
3Identité de la substance : nom(s) chimique(s)s. o.OBromate de sodium
4Composition chimique de la substance2ONaBrO3
5Pureté chimique1ODe qualité réactif
6Indication de la persistance/stabilité de la substance en milieu aqueux?1OStable
Méthode
7Référence1OBorgmann et al., 2005. CTE 24 : 641.
8Méthode normalisée (OCDE, UE, nationale, ou autre)?3N 
9Justification de la méthode ou du protocole non normalisé employé, le cas échéant2Omis au point précisément pour permettre de tester une grande quantité de composés en peu de temps
10BPL (bonnes pratiques de laboratoire)3O 
Organisme d'essai
11Identité de l'organisme : noms. o. Hyalella azteca
12Indication du nom latin ou des deux noms (latin et commun)?1O 
13Âge ou stade biologique de l'organisme d'essai1OHyalella âgée de 24 h
14Longueur et/ou poids1 n.d.
15Sexe1 n.d.
16Nombre d'organismes par répétition1O15 individus.
17Charge en organismes1O15 dans 400 mL d'eau d'essai
18Type de nourriture et périodes d'alimentation au cours de la période d'acclimatation1O 
Conception et conditions des essais
19Type d'essai (toxicité aiguë ou chronique)s. o.OToxicité aiguë
20Type d'expérience (en laboratoire ou sur le terrain)s. o.OEn laboratoire
21Voies d'exposition (nourriture, eau, les deux)s. o.Oeau et aliments
22Durée de l'expositions. o.O7 jours
23Témoins négatifs ou positifs (préciser)1ONégative
24Nombre de répétitions (y compris les témoins)1Odeux
25Des concentrations nominales sont-elles indiquées?1O 
26Des concentrations mesurées sont-elles indiquées?3N 
27Type de nourriture et périodes d'alimentation durant les essais à long terme1O2,5 mg de nourriture pour poissons TetraMin en flocons
28Les concentrations ont-elles été mesurées périodiquement (spécialement dans les essais de toxicité chronique)?1N 
29Les conditions du milieu d'exposition pertinentes pour la substance sont-elles indiquées? (p. ex. : pour la toxicité des métaux – pH, COD/COT, dureté de l'eau, température)3O10 % d'eau du Lac Ontario; pH : 7,37; COD : < 1 mg/L; Ca : 3,6 mg/L; T : 25 °C
30Photopériode et intensité de l'éclairage1O16:8 h L/D
31Préparation de solutions mères et de solutions d'essai1O 
32Un agent émulsionnant ou stabilisant a-t-il été employé si la substance était peu soluble ou instable?1 n.d.
33Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, sa concentration est-elle indiquée?1 n.d.
34Si un agent émulsionnant ou stabilisant a été employé, des données sont-elles fournies sur son écotoxicité?1 n.d.
35Intervalles des contrôles analytiques1N 
36Méthodes statistiques utilisées1OMéthode Spearman-Karber agréée
Renseignements d'intérêt pour la qualité des données
37Le paramètre déterminé est-il directement attribuable à la toxicité de la substance, non à l'état de santé des organismes (p. ex., lorsque la mortalité des témoins est > 10 %) ou à des facteurs physiques (p. ex., « effet d'ombrage »)?s. o.OLe taux de survie chez les témoins était très bon.
38L'organisme d'essai convient-il à l'environnement au Canada?3OLargement distribué au Canada.
39Les conditions d'essai (pH, température, OD, etc.) sont-elles typiques pour l'organisme d'essai?1OPeut se trouver dans des eaux très diluées au Canada.
40Le type et la conception du système (statique, semi-statique, dynamique; ouvert ou fermé; etc.) correspondent-ils aux propriétés de la substance et à la nature ou aux habitudes de l'organisme?2OSubstance très soluble.
41Le pH de l'eau d'essai était-il dans la plage des valeurs typiques de l'environnement au Canada (6 à 9)?1O 
42La température de l'eau d'essai était-elle dans la plage des valeurs typiques de l'environnement au Canada (5 à 27 °C)?1O 
43La valeur de la toxicité était-elle inférieure à celle de la solubilité de la substance dans l'eau?3OSolubilité du NaBrO3 : 420 g/L
Résultats
44Valeurs de la toxicité (fournir paramètres et valeurs)s. o.s. o.CL507 jours = 0,683 mg/L basé sur le Br (1,093 mg BrO3/L)
45Autres paramètres indiqués – p. ex., FBC/FBA, CMEO/CSEO (préciser)?s. o.N 
46Autres effets nocifs indiqués (p. ex., carcinogénicité, mutagénicité)?s. o.N 
47Note : ... %81,8
48Code de fiabilité d'Environnement Canada :1
49Catégorie de fiabilité (élevée, satisfaisante, faible) :Confiance élevée
50RemarquesIl s'agit d'un programme d'essai sur la toxicité avec la Hyalella azteca dirigé par Uwe Borgmann, Ph.D., de l'Institut national de recherche sur les eaux, Environnement Canada, Burlington, Ont.. Ce programme a fourni une importante source de données pour déterminer la toxicité inhérente des substances pendant la catégorisation des substances de la LIS. L'essai de 7 jours n'est pas une méthode standard. Il comprend de nombreuses techniques standard, mais il a été mis au point précisément pour permettre de tester une grande quantité de composés en peu de temps. Les bonnes pratiques de laboratoire ont été respectées.

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Annexe 3 : Résumé des données sur les effets pour le bromate de potassium

Annexe 3 : Résumé des données sur les effets pour le bromate de potassium
ParamètreDoses ou concentrations minimales avec effetNote de bas de page f/Résultats
Essais sur des animaux de laboratoire et in vitro
Toxicité aiguë

Plus faible DL (intragastrique)50(souris) = 214,4 mg BrO3-/kg p.c. (Kurokawa et al., 1990).

[études supplémentaires : Nakajima et al., 1989; Kurata et al., 1992]

DMENO orale la plus faible (intragastrique) (Rats) = 229,8 mg BrO3-/kg p.c. d'après les tubules régénératives basophiles et l'accumulation localisée de gouttelettes éosinophiles dans les tubules proximales des rats mâles survivants (1 rat mâle sur 5 est mort au 6ejour) après un dosage intragastrique par voie orale (Kurata et al., 1992).

[Études supplémentaires : Fujie et al., 1988; Kurokawa et al., 1987; Umemura et al., 2004]

Dose toxique à court terme pour l'exposition répétée

DMENO minimale par voie orale (rats) = 6,4 mg/kg par jour en bromate d'après la dégénération liée à la dose des tubules proximales chez les rats.

Bromate de potassium administré à des rats F344 mâles et femelles à des doses de 0, 1,6, 3,2, 6,4, 13,4, 26,8, 53,6 mg-pc/kg par jour en bromate, Santé Canada, 1994) dans de l'eau potable (cinq par sexe par groupe) pendant 4 semaines. Les auteurs ont indiqué qu'une dégénération liée à la dose des tubules proximales a été observée chez les rats mâles à des doses de 60 mg-pc/L et plus. Aucune néphrotoxicité manifeste n'a été observée chez les femelles. On a observé une augmentation de la prolifération des cellules dans les tubules contournées proximales à des doses de 30 mg/L et plus chez les mêles, et à des doses de 125 mg/L et plus chez les femelles. Une augmentation de la alpha-2u globuline a été observée chez les mâles seulement, à des doses de 125 mg/L et plus, alors que les niveaux de créatinine dans le sérum ont aussi augmenté seulement chez les mâles, à des doses de 250 mg/L et plus (Umemura et al., 2004).

[Études supplémentaires : Kawana et al., 1991; McDorman et al., 2005; Kurokawa et al., 1990; Umemura et al., 1993; Matsushima et al., 1986; Chuu et al., 2000; Young et al., 2001]

Toxicité subchronique

DMEO par voie orale (rats) = 1,3 mg BrO3-/kg/jour d'après une dégénération hyaline importante des cellules de l'épithélium dans les reins.

Bromate de potassium administré à des rats transgéniques mâles à des doses de 0, 0,02, 0,2, 2, 8, 30, 125, 500 ppm dans de l'eau potable (équivalent à des doses de 0,00019, 0,0010, 0,0090, 0,10, 0,41, 1,3, 5,6 , 33,4 mg/kg p.c. par jour en bromate)(cinq par groupe) pendant 16 semaines. Les poids corporels ont diminué et les poids relatifs des reins ont été augmentés dans le groupe des doses élevées. La dégénération hyaline des cellules de l'épithélium dans les reins (témoins à 0/5, 30 mg/L, 5/5, p<0,01 125 mg/L, 5/5, p<0,01, 500 mg/L, 5/5, p<0,01) a été observé à des doses de 30 ppm et plus. Une dilatation des tubules, une régénération et une fibrose tubulaire, et une infiltration cellulaire inflammatoire ont toutes été observées à des doses de 125 mg/L et plus. Le nombre peu élevé d'animaux réduit la confiance à l'égard de cette détermination de DMEO. (Yamaguchi et al., 2008).

DMENO par voie orale (souris) : 8,4 mg/kg p.c. par jour en bromate, d'après une augmentation importante de l'incidence d'hypertrophie des cellules folliculaires chez les mâles après 43 semaines de traitement au bromate de sodium dans de l'eau potable.

Bromate de sodium administré à des doses de 0, 80, 400 et 800 mg/L dans de l'eau potable à des souris mâles et femelles hemizygotes Tg.AC (15 par sexe par groupe, équivalent à 0, 10/11,5, 48,2/55,1, 98,8/113,3 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les souris mâles et femelles) pendant 27 semaines. Diminution du poids corporel moyen observé à des doses de 400 et 800 mg/L chez les mâles et chez les femelles. Augmentation de l'incidence de l'appauvrissement des cellules folliculaires et sécrétoires dans les groupes de mâles et de femelles traités à des doses de 400 et 800 mg/L. Augmentation de l'infiltration de lymphocytes dans la thyroïde observée chez les femelles de ces deux groupes également. Dans les reins, on a observé une augmentation importante d'incidence de néphropathies dans tous les groupes de dosage mâles et dans les groupes à 400 et à 800 mg/L chez les femelles. De plus, l'incidence de dégénération tubulaire rénale a été observée dans les deux groupes à dosage élevé chez les mâles et les femelles, les femelles démontrant aussi une incidence accrue d'hypertrophie tubulaire rénale. On a aussi observé une augmentation importante d'incidence d'hypertrophie de l'hypophyse chez les femelles du groupe à dosage élevé. Une incidence accrue d'hyperplasie lymphoïde a aussi été observée dans les groupes de femelles traitées à 80 et 800 mg/L. Les paramètres hématologiques ont été altérés chez les mâles et les femelles, mais les auteurs ont jugé que la plupart de ces effets étaient minimes (inférieurs ou équivalent à 10 %). Toutefois, une augmentation importante de réticulocytes a été observée et a été jugée biologiquement pertinente.

Reins :

Néphropathie :

Mâles : témoins : 1/15, 80 mg/L : 7/15, p<0,05, 400 mg/L : 10/15, p<0,01, 800 mg/L : 14/15, p<0,01,

Femelles : témoins : 2/15, 400 mg/L : 10/15, p<0,01, 800 mg/L : 13/15, p<0,01

Dégénération tubulaire rénale :

Mâles : témoins : 0/15, 800 mg/L : 10/15, p<0,01

Femelles : témoins : 0/15, 800 mg/L : 8/15, p<0,01

Hypertrophie tubulaire rénale :

Femelles : témoins : 0/15, 400 mg/L : 5/15, p<0,05, 800 mg/L : 12/15, p<0,01

Thyroïde

Hypertrophie des cellules folliculaires.

Mâles : témoins : 1/15, 400 mg/L : 12/15, p<0,01, 800 mg/L : 15/15, p<0,01

Femelles : témoins : 2/15, 400 mg/L : 11/13, p<0,01, 800 mg/L : 13/15, p<0,01

Appauvrissement des cellules sécrétoires folliculaires :

Mâles : témoins : 4/15, 400 mg/L : 15/15, p<0,01, 800 mg/L : 15/15, p<0,01

Femelles : témoins : 7/15, 400 mg/L : 11/13, p<0,05, 800 mg/L : 14/15, p<0,01)

Infiltration de lymphocytes.

Femelles : témoins : 0/15, 400 mg/L : 5/13, p<0,05, 800 mg/L : 11/15, p<0,01

Hypophyse

Hypertrophie de l'hypophyse :

Femelles : témoins : 0/15, 800 mg/L : 6/15, p<0,01

Bromate de sodium administré à des doses of 0, 80, 400 et 800 mg/L dans de l'eau potable à souris mâles et femelles hemizygotes Tg.AC (10 par sexe par groupe, équivalent à 0, 8,4/11,5, 39,8/49,8 et 100,3/11,6,4 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les souris mâles et femelles) pendant 43 semaines. Le poids corporel moyen a été affecté dans les groupes de dosage à 400 et 800 mg/L chez les mâles et dans les groupes de dosage à 80 et 800 mg/L chez les femelles. On a observé une augmentation importante d'incidence d'hypertrophie des cellules folliculaires dans tous les groupes des mâles et des femelles. On a aussi observé l'incidence d'infiltration de lymphocytes dans la thyroïde chez les mâles à doses élevées et chez les femelles à des doses de 400 et 800 mg/L. Enfin, on a aussi observé une incidence d'appauvrissement des cellules sécrétoires folliculaires dans tous les groupes de mâles et de femelles. On a aussi observé une augmentation importante d'incidence de dégénération des tubules rénales chez les mâles et les femelles du groupe à dosage élevé. Une dégénération importante de l'épithélium germinal et de l'épididyme des testicules a aussi été observée chez les mâles du groupe à dosage élevé. Les femelles à dosage élevé ont montré une incidence accrue d'effets hypertrophiques à l'hypophyse et d'hyperkératose de l'épithélium du pré-estomac. (NTP, 2007)

Thyroïde

Hypertrophie des cellules folliculaires :

Mâles : témoins : 0/10, 80mg/L : 6/10, p<0,01, 400 mg/L : 8/10, p<0,01, 800 mg/L : 8/9, p<0,01

Femelles : témoins : 0/10, 80mg/L : 8/9, p<0,01, 400 mg/L : 10/10, p<0,01, 800 mg/L : 10/10, p<0,01

Appauvrissement des cellules sécrétoires folliculaires :

Femelles : témoins : 1/10, 80mg/L : 8/9, p<0,01, 400 mg/L : 9/10, p<0,01, 800 mg/L : 10/10, p<0,01

Infiltration de lymphocytes :

Mâles : témoins : 0/10, 800 mg/L : 4/9, p<0,05

Femelles : témoins : 0/10, 400 mg/L : 7/10, p<0,01, 800 mg/L : 8/10, p<0,01

Rein

Dégénération tubulaire rénale :

Mâles : témoins : 0/15, 800 mg/L : 8/10, p<0,01

Femelles : témoins : 0/10, 800 mg/L : 7/10, p<0,01

Hypertrophie tubulaire rénale :

Mâles : témoins : 0/10, 800 mg/L : 6/10, p<0,01

Femelles : témoins : 0/10, 800 mg/L : 5/10, p<0,05)

Testicules

Dégénération de l'épithélium germinal :

Mâles : témoins : 0/10, 800 mg/L : 8/10, p<0,01

Épididyme :

Mâles : témoins : 0/10, 800 mg/L : 7/10, p<0,01

Hypophyse

Hypertrophie de l'hypophyse :

Femelles : témoins : 0/10, 800 mg/L : 6/10, p<0,01

Bromate de sodium administré à des doses de 0, 80, 400 et 800 mg/L dans de l'eau potable à souris mâles et femelles p53 haploïdes semi-dominantes (10-15 par sexe par groupe, équivalent à 0, 6,8/11,0, 33,1/61,0, 62,7/115,3 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les souris mâles et femelles) pendant 27 et 43 semaines. Le taux de survie de tous les groupes était similaire pour les deux études. Le poids corporel moyen était généralement plus élevé chez les femelles traitées des deux études; toutefois les poids corporels des mâles traités étaient similaires à ceux des témoins. Aucune lésion néoplasique ou non néoplasique n'a été observée dans les deux études (NTP, 2007).

DMENO par voie cutanée (souris) = 54.2 mg/kg p.c. par jour en bromate, d'après une augmentation importante de l'incidence d'hypertrophie des cellules folliculaires chez les mâles et les femelles, dans les deux études qui ont duré 26 et 39 semaines.

Bromate de sodium administré par voie cutanée à des doses of 0, 64, 128 et 256 mg/kg p.c. par jour e (équivalent à 0, 54,2, 108,4, 216,8 mg/kg p.c. par jour en bromate) à souris mâles et femelles hemizygotes Tg.AC (15/sexe/groupe) pendant 26 semaines. Les poids corporels moyens des mâles étaient inférieurs dans le groupe à dosage élevé. Augmentation importante de l'incidence d'hypertrophie des cellules folliculaires dans tous les groupes de mâles et de femelles. Les femelles ont aussi démontré une augmentation importante d'incidence d'appauvrissement des cellules sécrétoires folliculaires et d'infiltration des lymphocytes dans les deux groupes à dosage élevé et dans les groupes à 64 mg/kg p.c. par jour et à 256 mg/kg p.c. par jour respectivement. On a observé une augmentation importante d'incidence de néphropathies dans les groupes à 128 et 256 mg/kg p.c. par jour chez les mâles et dans les groupes à dosage élevé chez les femelles. Le poids relatif des reins avait aussi augmenté chez les mâles du groupe à dosage élevé. On a observé une augmentation importante de la prolifération des cellules hématopoïétiques chez les femelles des groupes à 128 et 256 mg/kg p.c. par jour. Des altérations minimales aux paramètres hématologiques ont de plus été recensées.

Rein

Néphropathie.

Mâles : témoins : 8/15, 128 mg/kg p.c. par jour : 14/15, p<0,.05, 256 mg/kg p.c. par jour : 14/15, p<0,05

Femelles : témoins : 8/15, 256 mg/kg p.c. : 15/15, p<0,01

Thyroïde

Hypertrophie des cellules folliculaires :

Mâles : témoins : 0/15, 64 mg/kg p.c. par jour : 7/15, p<0,01, 128 mg/kg p.c. par jour : 10/15, p<0,01, 256 mg/kg p.c. par jour : 14/15, p<0,01

Femelles : témoins : 1/15, 64 mg/kg p.c. par jour : 9/15, p<0,01, 128 mg/kg p.c. par jour : 12/15, p<0,01, 256 mg/kg p.c. par jour : 13/15, p<0,01

Appauvrissement des cellules sécrétoires folliculaires.

Femelles : témoins : 6/15, 128 mg/kg p.c. par jour : 13/15, p<0,01, 256 mg/kg p.c. par jour: 14/15, p<0,01

Infiltration de lymphocytes :

Femelles : témoins : 0/15, 64 mg/kg p.c. par jour: 6/15, p<0,01, 128 mg/kg p.c. par jour : 3/15, n.s, 256 mg/kg p.c. par jour: 12/15, p<0,01

Bromate de sodium administré par voie cutanée à des doses of 0, 64, 128 et 256 mg/kg p.c. par jour (équivalent à 0, 54,2, 108,4, 216,8 mg/kg p.c. par jour en bromate) à souris mâles et femelles hemizygotes Tg.AC (10/sexe/groupe) pendant 39 semaines. Le poids corporel moyen était inférieur dans les groupes de mâles à 128 et 256 mg/kg p.c. par jour et dans tous les groupes de dosage chez les femelles. Comme dans l'étude de 26 semaines, on a observé une augmentation importante de l'incidence d'hypertrophie des cellules folliculaires dans tous les groupes de mâles et de femelles. Augmentation de l'incidence de l'appauvrissement des cellules sécrétoires folliculaires et de l'infiltration de lymphocytes dans les groupes de femelles traitées à des doses de 128 et 256 mg/kg p.c. par jour. Chez les mâles, on a observé une augmentation importante du poids relatif des reins dans tous les groupes, alors que chez les femelles, c'est le poids absolu des reins et la néphropathie qui ont augmenté, dans le groupe à dosage élevé. Enfin, le poids absolu des testicules des mâles et les incidences de dégénération de l'épithélium germinal ont également connus une importante augmentation (NTP, 2007).

Rein

Femelles : témoins : 5/9, 256 mg/kg p.c. par jour : 10/10, p<0,05

Thyroïde

Hypertrophie des cellules folliculaires :

Mâles : témoins : 0/10, 64 mg/kg p.c. par jour : 9/10, p<0,01, 128 mg/kg p.c. par jour: 8/10, p<0,01, 256 mg/kg p.c. par jour : 8/10, p<0,01

Femelles : témoins : 1/9, 64 mg/kg p.c. par jour : 9/10, p<0,01, 128 mg/kg p.c. par jour : 9/10, p<0,01, 256 mg/kg p.c. par jour : 10/10, p<0,01

Appauvrissement des cellules sécrétoires folliculaires :

Mâles : témoins : 5/9, 128 mg/kg p.c. par jour : 10/10, p<0,05, 256 mg/kg p.c. par jour : 10/10, p<0,05)

Femelles : témoins : 0/9, 128 mg/kg p.c. par jour: 5/10, p<0,05, 256 mg/kg p.c. par jour : 10/10, p<0,01

Infiltration de lymphocytes :

Femelles : témoins : 0/9, 128 mg/kg p.c. par jour : 5/10, p<0,05, 256 mg/kg p.c. par jour : 10/10, p<0,01

Testicules

Dégénération de l'épithélium germinal :

Mâles : témoins : 1/10, 256 mg/kg p.c. par jour : 6/10, p<0,05

Bromate de potassium administré à des rats Long Evans mutants Tsc2 à des doses de 0, 0,02 et 0,4 g/L dans de l'eau potable (équivalent à 0, 2,1 et 42,9 mg/kg p.c. par jour en bromate, Santé Canada, 1994) (8 à 10/groupe) pendant 4 à 10 mois. On a observé une augmentation importante des lésions prénéoplasiques (formation des effets/rat) après 4 mois de traitement dans les deux groupes de mâles. Après 10 mois de traitement, ces effets avaient augmenté mais n'étaient pas importants. Après 10 mois de traitement, les adénomes et les carcinomes avaient augmenté chez les mâles mais n'étaient pas importants. Chez les femelles, on a observé une augmentation importante de la formation de tubules atypiques après 4 mois de traitement dans le groupe à dosage élevé. Ces paramètres ont tous augmenté mais le degré significatif n'a pas été atteint dans le groupe traité à 0,02 g/L. À dix mois, on a observé une augmentation importante de la formation de tubules atypiques dans tous les groupes de traitement, alors que les hyperplasies atypiques avaient augmenté seulement dans le groupe à 0,4 g/L. Les adénomes et les carcinomes avaient augmenté dans tous les groupes de traitement mais le degré significatif n'avait pas été atteint après 10 mois de traitement chez les femelles. L'absence d'évolution des lésions pré-néoplasiques réduit la confiance à l'égard de ces résultats (McDorman et al., 2003a).

[Études supplémentaires : Kurokawa et al., 1990; McDorman et al., 2003b; Arai et al., 2006]

Toxicité chronique et cancérogénicité

Bioessais sur la cancérogénicité par voie orale (dans l'eau potable) chez les rats :

Des rats mâles et femelles F344 (53/sexe/groupe) auxquels on a administré des doses de 0, 250 et 500 ppm de bromate de potassium pendant 110 semaines (équivalent à environ 0, 9,6 et 21,2 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les mâles et 0, 9,6; et 19,5 mg/kg p.c. par jour en bromate). Le gain de poids corporel a diminué dans le groupe des mâles à dosage élevé, le pourcentage de survie a diminué dans les deux groupes de mâles, bien qu'il a diminué en premier dans le groupe à dosage élevé (semaine 60). Aucun effet sur la survie ou sur la diminution du poids corporel n'a été observé chez les femmes. Une augmentation importante de l'incidence des hypernéphromes (mâles : témoins : 3/53, 250 mg/L : 32/53, p<0,001, 500 mg/L : 46/52, p<0,001, femelles : témoins : 0/57, 250 mg/L : 28/50, p<0,001, 500 mg/L : 39/49, p<0,001) a été observé dans tous les groupes de traitement. Il y a eu une augmentation importante chez les rats mâles de l'incidence des mésothéliomes péritonéaux (mâles : témoins : 6/53, 250 mg/L : 17/52, p<0,05, 500 mg/L : 28/46, p<0,001). Les incidences de tumeurs ont augmenté mais pas de manière importante dans la thyroïde (mâles et femelles) (Kurokawa et al., 1982 et 1983).

On a administré à des rats F344 mâles (20 ou 24 rats par groupe) des doses de 0, 15, 30, 60, 125, 250 et 500 mg/L de bromate de potassium (équivalent à 0, 0,7, 1,3, 2,5, 5,6, 12,3 et 33 m mg/kg p.c. par jour en bromate) dans de l'eau potable, pendant 104 semaines. Le groupe à dose élevée a connu une diminution du gain de poids corporel et du taux de survie. Avec les doses inférieures à 250 ppm, le taux de survie était comparable à ceux des témoins. On a observé des augmentations proportionnelles à la dose des hypernéphromes (témoins : 0/19, 125 mg/L : 5/24, p<0,05, 250 mg/L : 5/20, p<0,05, 500 mg/L : 9/20, p<0,001), principalement des adénomes, car les adénocarcinomes ont seulement été observés dans le groupe à dose élevée. On a aussi recensé une augmentation liée à la dose du nombre de rats présentant des éléments dysplasiques (degré significatif atteint à 30 mg/L). Le nombre moyen d'hypernéphromes/cm2 aux reins a aussi augmenté proportionnellement à la dose (degré significatif atteint à 125 mg/L). On a de plus observé une augmentation de l'incidence de mésothéliomes péritonéaux (témoins : 0/19, 500 mg/L : 15/20, p<0,001) ainsi que d'adénomes et d'adénocarcinomes des cellules folliculaires dans la thyroïde (témoins : 0/16, 500 mg/L : 7/19, p<0,05). Également, on a observé une augmentation liée à la dose des néphropathies des rats âgés en traitement, cependant aucune information sur les doses ou les incidences n'a été fournie. (Kurokawa et al., 1986a)

Des rats mâles F344 (50 rats/groupe) ont reçu des doses de 0, 0,02, 0,1, 0,2, 0,4 g/L de bromate de potassium dans l'eau potable (équivalent à 0, 1,1, 6,1, 12,9, 28,7 mg/kg p.c. par jour en bromate pendant 100 semaines. Les auteurs ont déclaré une augmentation importante des incidences proportionnelles à la dose de mésothéliomes (tunique vaginale des testicules), d'hypernéphromes (adénomes et carcinomes) et de tumeurs du follicule thyroïdien (adénomes et adénocarcinomes). Pour les mésothéliomes (témoins : 0/47, 0,02 g/L : 4/49, p = 0,06, 0,1 g/L : 5/49, p<0,05, 0,2 g/L : 10/47, p<0,002, 0,4 g/L : 27/43, p<0,002) le degré significatif a été atteint à des doses supérieures ou égales à 0,1 g/L. Pour les hypernéphromes (témoins : 1/45, 0,1 g/L : 4/47, n.s, 0,2 g/L : 3/39, n.s, 0,4 g/L : 12/45, p<0,002) et les tumeurs des cellules folliculaires de la thyroïde (témoins : 0/36, 0,2 g/L : 4/35, 0,4 g/L : 14/30) le degré significatif a été atteint à des doses supérieures. Pour les trois types de tumeurs, l'incidence avait un degré statistiquement significatif et proportionnel à la dose. Une diminution importante du nombre de survivants a été observée dans les groupes des doses à 0,2 et 0,4 g/L. Le groupe à dose élevée a connu une diminution importante du gain de poids corporel et du poids corporel moyen, ainsi qu'une augmentation importante du poids des reins et de la thyroïde, ainsi que du poids relatif du foie, des reins, de la thyroïde et de la rate. Les groupes à dose élevée ont été euthanasiés et autopsiés à la semaine 94 en raison du taux élevé de mortalité et de morbidité. On a aussi observé une tendance d'augmentation de la consommation d'eau au fur et à mesure que la concentration de bromate de potassium augmentait (DeAngelo et al., 1998).

Dans l'étude ci-dessus, une portion des rats étudiés (doses de 0, 1,1, 6,1, 12,9 et 28,7 mg/kg p.c. par jour en bromate a été euthanasiée aux semaines 12, 26, 52 et 78 du traitement. Les incidences de mésothéliomes testiculaires, d'hypernéphromes et de tumeurs des cellules folliculaires ont tous augmentées de manière importante à la semaine 78, pour la dose à 0,4 g/L. De plus, des augmentations non néoplasiques de l'incidence des hyperplasies urothéliales du bassinet du rein ont aussi été observées à la semaine 78 des groupes à 0,2 et à 0,4 g/L. Également, des concentrations sériques totales de T3 liées et non liées (mais) pas de T4 ont été observées dans tous les groupes de traitement (Wolf et al., 1998).

[études supplémentaires : Kurokawa et al., 1987]

Bioessais sur la cancérogénicité par voie orale (dans l'eau potable) chez les souris :

On a administré à des doses de 0, 500 et 1 000mg/L (équivalent à 0, 43,5, et 92,2 mg/kg p.c. par jour en bromate) à des souris B6C3F1 mâles et femelles (50/groupe) pendant 78 semaines, suivie d'une période de 26 semaines d'administration d'eau avant analyse. L'étude sur les mâles a été interrompue en raison de bagarres. Le gain de poids corporel a diminué chez les femelles dans le groupe à dose élevée, mais le taux de survie n'a pas été affecté. Aucune augmentation importante d'incidence des tumeurs n'a été observée. Bien que le nombre total de souris porteuses de tumeurs était supérieur dans le groupe à dose élevée (22 sur 47), il n'était pas important (15 sur 46). L'incidence de tumeurs aux reins était similaire chez les groupes traités et non traités. (Kurokawa et al., 1986b)

Des souris mâles B6C3F1 (50/groupe) ont reçu des doses de 0, 0,08, 0,4 et 0,8 g/L de bromate de potassium dans l'eau potable (équivalent à 0, 7, 32,6, 59,9 mg/kg p.c. par jour en bromate) pendant 100 semaines. Les auteurs ont recensé une augmentation statistiquement importante, mais non liée à la dose, d'incidence des tumeurs aux reins (adénomes et carcinomes) après 100 semaines d'exposition. Précisément, une augmentation de l'incidence des hypernéphromes a été recensée chez 5 souris sur 38 (p<0,05) dans le groupe des doses à 0,08 g/L. Les groupes à 0,4 et 0,8 g/L ont aussi montré une augmentation de l'incidence des hypernéphromes (3 sur 41 et 1 sur 44 respectivement), mais lorsqu'on les compare aux témoins (0 sur 40), ces groupes n'ont pas atteint le degré significatif. Les auteurs ont indiqué que puisque l'incidence sous-jacente des tumeurs aux reins pour les souris B6C3F1 est inférieure à 0,5 %, ce résultat est biologiquement important. Aucune altération importante n'a été observée quant au poids corporel final ou aux poids absolu et relatif des organes entre les groupes traités et les témoins. (DeAngelo et al., 1998)

[études supplémentaires : Kurokawa et al., 1990]

Bioessais sur la cancérogénicité par voie orale (dans l'eau potable) chez les hamsters :

On a administré à des hamsters de Syrie mâles (20/groupe) des doses de 0, 125, 250, 500 et 2 000 mg/L (équivalent à 0, 20,1, 40,2, 80,4 et 321,6 mg BrO3-/kg/jour, Santé Canada, 1994) pendant 89 semaines. Les incidences d'hypernéphromes (aucune distinction entre les adénocarcinomes et les adénomes) étaient de 2 sur 19, 4 sur 20, 1 sur 17, 0 sur 19 et 0 sur 20 dans les groupes à 2 000, 500, 250, 125 et 0 mg/L, et ce résultat n'a pas atteint le degré significatif. Des éléments dysplastiques ont été trouvés chez 8 animaux auxquels on avait donné du bromate de potassium. Toutes les autres tumeurs semblent être conformes à l'incidence sous-jacente. Les auteurs ont déclaré que l'incidence spontanée d'hypernéphromes chez les hamsters dorés de Syrie était très faible (moins de 1 sur 1 000) et que cette conclusion peut donc être biologiquement significative. Il n'y a pas de différence quant aux délais de survie moyens entre les groupes traités et les témoins. Le groupe à dose élevée présentait des poids corporels moyens nettement inférieurs et des poids absolu et relatif moyens des reins nettement supérieurs. Le poids relatif des reins avait aussi augmenté chez les mâles du groupe à 125 ppm. (Takamura et al., 1985)

Bioessai sur la cancérogénicité alimentaire chez les souris et les rats

Des souris mâles et femelles de souche originale Theiller (nombre de souris par groupe non précisé dans l'étude) ont reçu des doses de bromate de potassium de 0, 50 et 75 mg/L (équivalent à 0, 2,8, 4,2 et 0, 3,2, 4,8 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les mâles et les femelles respectivement) pendant 80 semaines. Aucun changement important n'a été observé quant à la mortalité et au poids corporel moyen entre les groupes. Des augmentations proportionnelles à la dose du poids relatif du cerveau, de la thyroïde et des reins ont été observées. Une diminution du poids de l'hypophyse liée à la dose a aussi été observée. Toutefois ces effets étaient minimes. De plus, des augmentations proportionnelles à la dose des niveaux de glycémie ont été observées chez les femelles, mais pas chez les mâles. Aucun changement pathologique n'a été observé chez les animaux traités. Cependant de petites quantités de bromure ont été détectées dans les tissus adipeux, indiquant qu'une certaine quantité de bromate peut être bioaccumulée dans les tissus (Ginocchio et al., 1978).

Des rats mâles et femelles Wistar (nombre de rats par groupe non précisé dans l'étude) ont reçu des doses de bromate de potassium de 0, 50 et 75 mg/L (équivalent à 0, 0,8, 1,2 et 0, 1,1, 1,6 mg/kg p.c. par jour en bromate). Aucune preuve importante de carcinogénécité n'a été observée dans le cadre de cette étude. En outre, aucune bioaccumulation n'a été observée dans les tissus adipeux (Fisher et al., 1978).

Bioessais sur la cancérogénicité par voie cutanée (application topique) chez les souris :

Des souris Sencar (20/groupe) femelles ont reçu 40 mg/mL de bromate de potassium sur la peau du dos et ont été observées pendant 51 semaines. Aucune tumeur cutanée, aucun carcinome squirrheux ni aucune hyperplasie épidermale n'a été observée. (Kurokawa et al., 1984).

Autres bioessais de cancérogénicité

Essai sur l'initiation des tumeurs

Des rats F344/NCr mâles (29 ou 39 rats/groupe) ont reçu 229,8 mg/kg p.c. en bromate., en une seule dose intragastrique. Deux semaines après le traitement au bromate de potassium, un régime basal ou un régime à base de barbital sodique qui est un agent promoteur de tumeur aux reins (4 000 mg/L) a été administré. Les rats ont été examinés aux semaines 30, 52 et 104 pour vérifier l'apparition de tumeurs aux reins et de néphrotoxicité. Une diminution de la croissance et une augmentation de la mortalité ont été observées chez le groupe à double administration et dans celui au barbital sodique seulement. Entre les semaines 31 à 52, les incidences d'éléments tubulaires dysplastiques étaient supérieures dans le groupe au barbital sodique seulement, comparativement au groupe à double administration. De plus, entre les semaines 53 à 104, les incidences d'éléments tubulaires dysplastiques étaient similaires dans les deux groupes, celui au barbital sodique seulement présentant une réelle évolution des tumeurs aux reins. Une dose intragastrique unique de bromate de potassium n'a pas été suffisante pour initier la formation de tumeurs aux reins (Kurata et al., 1992).

Des rats F344 (10 – 15/groupe) ont reçu des doses de 0, 60, 125, 250 et 500 mg/L de bromate de potassium pendant 13 semaines. Après 2 semaines, les rats ont reçu du NTA, un agent promoteur de carcinogenèse des reins, à une concentration de 1 % dans leur régime, pendant 37 semaines. Les poids corporels avaient considérablement diminué dans le groupe traité à 500 ppm de bromate de potassium/NTA et dans le groupe traité au NTA seulement. On a observé une augmentation des incidences de lésions prénéoplasiques lors de l'étude. Le nombre de tubules atypiques et d'hyperplasies par rat avaient considérablement augmenté dans le groupe traité à 500 mg/L de bromate de potassium/NTA. Il est important de noter que le groupe traité à 500 mg/L de bromate de potassium/régime basal n'a montré aucune augmentation importante des incidences de lésions prénéoplasiques. Aucune lésion prénéoplasique n'a été observée dans cette étude (Umemura et al., 2006).

Essai sur la promotion des tumeurs

Des rats F344 mâles (total de 128 rats) ont été traités au bromate de potassium (500 mg/L) après l'administration d'EHEN (1 000 ou 500 mg/L) lors d'une étude de 26 semaines par voie orale avec de l'eau potable. La coadministration de bromate de potassium et d'EHEN a induit un nombre moyen considérablement plus grand d'éléments dysplastiques/cm2 dans les reins et un nombre moyen d'hypernéphromes/cm2 dans les reins. Les effets de promotion du bromate de potassium dans les reins n'ont pas été observés dans le foie. (Kurokawa et al., 1983).

Des souris Sencar femelles (15 ou 20/groupe) ont été testées pour la capacité de promotion du bromate de potassium (40 mg/mL) après l'administration topique de DMBA (20 nmol) lors d'une étude d'une durée de 51 semaines. Aucune tumeur cutanée, aucun carcinome squirrheux ni aucune hyperplasie épidermale n'a été observée (Kurokawa et al., 1984).

Des rats F344 mâles (15 rats par groupe) ont été traités avec de l'eau distillée ou avec l'agent initiateur de tumeurs EHEN (500 mg/L) pendant 2 semaines, puis au bromate de potassium (15, 30, 60, 125, 250 et 500 mg/L) ou à l'eau distillée pendant les 24 semaines suivantes, dans une étude sur l'eau potable. Le poids corporel moyen à la fin de l'étude avait diminué chez les rats auxquels on avait administré du bromate de potassium (après le traitement à l'EHEN) à des doses supérieures à 125 mg/L. Entre temps, on a observé que le poids absolu et relatif des reins était inférieur chez ces rats. Les augmentations proportionnelles à la dose des éléments dysplastiques/cm2 dans les reins ont été observées lorsque le bromate de potassium a été coadministré à une dose de 30 mg/L ou plus. Le nombre moyen d'hypernéphromes/cm2 aux reins a aussi augmenté considérablement dans le groupe coadministré à dose élevée. Les augmentations proportionnelles à la dose des lésions prénéoplasiques par géion des reins indiquent que le bromate de potassium est un activateur de formation de tumeurs aux reins (Kurokawa et al., 1985.

Des rats F344 mâles (19 à 23 rats par groupe) ont été traités à l'EHEN (500 ou 1 000 mg/L) pendant 2 semaines, puis au bromate de potassium (500 mg/L) pendant les 24 semaines suivantes, dans une étude sur l'eau potable. Le nombre moyen d'éléments dysplastiques/cm2 aux reins et le nombre moyen d'hypernéphromes/cm2 aux reins avaient considérablement augmenté dans les groupes à double administration. Les incidences d'hypernéphromes n'avaient pas augmenté dans aucun des groupes. Comme dans l'étude mentionnée ci-dessus, aucune activité de promotion des tumeurs au foie n'a été observée. Les auteurs ont donc déclaré que le bromate de potassium a une activité de promotion dans les reins mais pas dans le foie (Kurokawa et al., 1990).

[études supplémentaires : Umemura et al., 1995]

Paramètres non néoplasiques

Des rats mâles F344 (50 rats/groupe) ont reçu des doses de 0, 0,02, 0,1, 0,2, 0,4 g/L de bromate de potassium dans l'eau potable (équivalent à 0, 1,1, 6,1, 12,9, 28,7 mg/kg p.c. par jour en bromate) pendant 100 semaines. Les auteurs n'ont recensé aucune augmentation importante quant à la sévérité des néphropathies progressives; toutefois ils ont déclaré que des éléments de minéralisation des papilles rénales et des gouttelettes éosinophiles dans l'épithélium tubulaire proximal avaient été observés chez les rats traités. Aucune information quant aux doses auxquelles ces effets se sont produits n'a été fournie. Des observations non néoplasiques importantes ont été recensées dans le bassinet du rein, lorsqu'une augmentation des hyperplasies urothéliales liée à la dose a été observée (témoins : 7/44, 0,1 g/L : 25/47, p<0 002, 0 2 g/L : 32/39, p<0,002, 0,4 g/L, 30/32, p<0,002). D'après ces effets, on conclut à une DSENO de 1,1 mg/kg p.c. par jour en bromate et à une DMENO de 6,1 mg/kg p.c. par jour en bromate. (DeAngelo et al., 1998)

On a administré à des rats Wistar mâles 0 et 0,04 % de bromate de potassium (absorption de 0,1 L/kg-jour = 30 mg/kg p.c. par jour en bromate (USEPA, 2001a)) dans de l'eau potable pendant 15 mois. Un examen histologique des reins effectué entre les semaines 7 à 11 a révélé des éléments caryopycnotiques dans les tubules de la partie médullaire interne. De plus, après 15 mois, on a observé une augmentation de l'azote uréique du sang et des anomalies structurelles marquées dans les tubules corticales. L'étude est limitée puisque une seule dose a été testée, et la DSENO n'a pas pu être déterminée (Nakano et al., 1989).

Des rats mâles et femelles F344 (53/sexe/groupe) auxquels on a administré des doses de 0, 250 et 500 mg/L de bromate de potassium pendant 110 semaines (équivalent à environ 0, 9,6 et 21,2 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les mâles et 0, 9,6; et 19,5 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les femelles). En plus des effets cancéreux indiqués ci-dessus, les auteurs ont recensé des effets non cancéreux comme des changements dégénératifs, nécrotiques et régénératifs aux tubules rénales, la formation de cylindres hyalins dans le canal médullaire tubulaire, la formation de gouttelettes hyalines, des hyperplasies papillaires ainsi que la croissance et l'épaississement de l'épithélium du bassin et du rein. On a aussi recensé une augmentation des dépôts calciques dans les rats présentant des changements hyperplasiques et une altération des paramètres biochimiques. L'information relative aux doses auxquelles ces effets ont été observés n'a pas été fournie, et la DMENO ou la DSENO n'ont pas pu être déterminées. (Kurokawa et al., 1983)

Toxicité pour le développement et la reproductionDu bromate de sodium a été administré à des rats Sprague Dawley mâles et femelles à des doses de 0, 25, 80, 250 mg/L [équivalent à 0, 1,7, 5,5, 16,1 mg/kg p.c. par jour en bromate et 2,5/2,7, 8,4/9,4, 24,1/26,6 mg/kg p.c. par jour en bromate pour les mâles et les femelles respectivement (groupes de femelles A et B)] dans un essai à court terme (35 jours) sur la toxicité pour la reproduction et le développement. Le bromate de sodium n'a pas induit de toxicité pour la reproduction des femelles, bien qu'il y ait eu un nombre accru d'avortements précoces et de pertes post-implantation chez les femelles à dose élevée (le degré significatif n'a pas été atteint). On a observé une diminution importante (18 %) de la densité du sperme épydidymal chez les mâles du groupe à 250 mg/L. Donc d'après ces effets, le bromate de sodium est considéré comme un agent toxique reproducteur sélectif aux mâles, avec une DMENO de 16,1 mg/kg p.c. par jour en bromate et une DMENO de 5,5 mg/kg p.c. par jour en bromate (NTP, 1996).
Génotoxicité et paramètres connexes : in vivo

Induction de micronoyaux

Résultats positifs :

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes des souris MS/Ae et CD1 mâles. Route : orale et i.p. (Nakajima et al., 1989).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes de la moelle épinière des souris MS et ddY mâles et femelles. Route : i.v. (Hayashi et al., 1982).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes périphériques des souris B6C3F1 mâles. Route : eau potable (Allen et al., 2000).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes circulants des souris B6C3F1 mâles. Route : eau potable (Awogi et al., 1992).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes de la moelle osseuse des souris CD1(S) mâles et femelles. Route : i.p. (CSGMT, 1986).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les réticulocytes circulants des rats F344 mâles.

Route : i.p. (Sai et al., 1992a).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les cellules rénales des rats Sprague Dawley mâles.

Route : par gavage oral (Robbiano et al., 1999)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes circulants des souris hemizygotes Tg.AC mâles et femelles. Route : cutanée (bromate de sodium) (NTP, 2007)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes circulants des souris hemizygotes Tg.AC mâles et femelles. Route : eau potable (bromate de sodium) (NTP, 2007)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes circulants des souris p53 haploïdes semi-dominantes mâles et femelles. Route : eau potable (NTP, 2007)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les érythrocytes sanguins et de la moelle épinière des rats Sprague Dawley mâles. Route : gavage oral et eau potable (Hamada et al., 2001).

Résultats négatifs :

Résultats négatifs : Induction de micronoyaux dans les spermatides des souris B6C3F1 mâles.

Route : eau potable (Allen et al., 2000).

Essai de Comet sur l'ADN

Résultats positifs :

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules rénales des rats Sprague Dawley mâles.

Route : par gavage oral (Robbiano et al., 1999)

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules rénales et du foie des souris CD1 mâles.

Route : i.p. (Sasaki et al., 1997)

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules de l'estomac, du colon, du foie, des reins, de la vessie, des poumons, du cerveau et de la moelle épinière des souris ddY mâles. Route : i.p. et gavage oral (Sekhashi et al., 2001).

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules de la thyroïde, des reins et du foie des rats Sprague Dawley mâles. Route : intubation gastrique (Mattioli et al., 2006)

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules rénales des rats Wistar mâles.

Route : i.p. (McLaren et al., 1994).

Résultats non probants

Résultats on probants : Dommages non probants à l'ADN des cellules rénales des rats OFA Sprague Dawley mâles. Route : gavage oral. Bien que l'induction de dommages à l'ADN était positive, lorsque les données ont été rassemblées pour tous les animaux, on a observé une hétérogénéité des résultats (certains animaux présentaient en fait une diminution de l'induction des dommages à l'ADN) (Nesslany et al., 2007).

Résultats négatifs :

Résultats négatifs : Aucune induction de dommages à l'ADNobservée dans les cellules des poumons, de la rate et de la moelle épinière souris CD1 mâles. Route : i.p. (Sasaki et al., 1997)

Aberrations chromosomiques

Résultats positifs :

Résultats positifs : Induction d'aberrations chromosomiques dans les cellules de la moelle épinière des rats Long Evans mâles. Route : orale et i.p. (Fujie et al., 1988).

Résultats positifs : Aberrations chromosomiques induites in vivo. Route : Non indiquée

(Kawachi et al., 1980).

Modifications à l'ADN :

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxyguanine dans les reins des sourisOgg1 -/- mâles et femelles. Route : eau potable (Arai et al., 2002).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxyguanine dans le foie des sourisOgg1 -/- mâles et femelles. Route : eau potable (Arai et al., 2003).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxyguanine dans les reins des sourisOgg1 -/- mâles et femelles. Route : eau potable (Arai et al., 2006).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats transgéniques mâles (testés à dose élevée). Route : eau potable (Yamaguchi ,2008)

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats F344 femelles. Route : intragastrique orale (Umemura et al., 1995)

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats F344 mâles et femelles. Route : eau potable (Umemura et al., 1998).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – oxodésoxyguanosine dans les reins des rats F344 femelles. Route : i.p. et intragastrique orale (Umemura et al., 2004).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – oxodésoxyguanosine dans les reins des rats F344 mâles et femelles. Route : eau potable (Umemura et al., 2004).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8-hydroxy-2'-désoxyguanosine dans les reins des rats gpt delta mâles. Route : eau potable (Umemura et al., 2006).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats gpt delta mâles et femelles. Route : eau potable (Umemura et al., 2009).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8-hydroxy-2'-désoxyguanosine dans les reins des rats Wistar mâles. Route : i.p. (Cadenas et al., 1999).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – oxodésoxyguanosine dans les reins des rats Sprague Dawley mâles. Route : i.p. (Chipman et al., 1998).

Résultats positifs: Augmentation des niveaux de 8-hydroxy-2'-désoxyguanosine dans les reins et le foie des rats Sprague Dawley mâles et femelles. Route : i.p. (Cho et al., 1993).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats F344 mâles. Route : intragastrique orale (Kasai et al., 1987).

Résultats positifs: Augmentation des niveaux de 8 – oxoguanine dans les reins des rats Long Evans et Eker mâles en mutation. Route : eau potable (McDorman et al., 2005).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats F344 mâles. Route : i.p. (Sai et al., 1991).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats F344 mâles. Route : i.p. (Sai et al., 1992b).

Résultats négatifs :

Résultats négatifs : : Aucune augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats F344 femelles. Route : intragastrique orale (Umemura et al., 1995)

Résultats négatifs : : Aucune augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les reins des rats F344 mâles. Route : intragastrique orale (Kasai et al., 1987).

Résultats négatifs : Aucune augmentation des sites apuriques/apyrimidiques dans les reins des rats Long Evans et Eker mâles en mutation. Route : eau potable (McDorman et al., 2005).

Essai sur la mutagénécité in vivo

Résultats positifs :

Résultats positifs : Augmentation de la fréquence de mutation gpt dans les reins des souris gpt/Ogg1 +/+ et gpt/Ogg1 -/- mâles. Route : eau potable. Augmentations en CG – TA, CG – AT, et dans les mutations de délétion (Arai et al., 2002).

Résultats positifs : Augmentation de la fréquence de mutation lacI dans les reins des rats transgéniques mâles Big Blue® (testés à dose élevée). Route : eau potable. L'analyse de mutation a indiqué que des transversions de CG en TA ont été induites. (Yamaguchi, 2008.

Résultats positifs: Augmentation de la fréquence de mutation Spi- dans les reins des rats gpt delta mâles (testés à dose élevée). Route : eau potable (Umemura et al., 2006).

Résultats non concluants :

Résultats non concluants : Résultats non-concluants dans la fréquence de mutation gpt et red/gam dans les reins des rats mâles et femelles gpt delta. Route : eau potable. Augmentation de la fréquence de mutation gpt chez les mâles et les femelles (l'analyse statistique n'a pas été effectuée sur les mâles). Les fréquences de mutation red/gam ont augmenté mais pas de manière importante dans les reins des mâles et des femelles. L'ajout d'antioxydants a constitué un élément de confusion, car les mâles et les femelles ont répondu différemment au traitement (Umemura et al., 2009).

Résultats négatifs :

Résultats négatifs : Augmentation de la fréquence de mutation gpt dans le foie des souris gpt/Ogg1 +/- et gpt/Ogg1 -/- mâles. Route : eau potable (Arai et al., 2003).

Résultats négatifs : Aucune augmentation dans la fréquence de mutation gpt dans les reins des rats gpt delta mâles. Route : eau potable. (Umemura et al., 2006)

Génotoxicité et paramètres connexes : in vitro

Essais sur la mutagénécité :

Résultats positifs :

Résultats positifs : Tests d'Ames avec la Salmonella typhimurium TA98, TA100, TA1535, TA1537 avec et sans activation métabolique, test d'Ames modifié sur l'Escherichia coli [O157:H7 (1et7)] avec activation métabolique (Akintonwa et al., 2007; Ishidate et al., 1981; Ishidate et al., 1984; Kawachi et al., 1980; Prival et Zeiger; 1998; Zeiger et al., 1992).

Résultats positifs : Augmentation de la fréquence de mutation du gène TK dans les cellules TK6. Induction importante de cytoxoxicité des cellules (Luan et al., 2007.

Résultats positifs : Augmentation de la fréquence de mutation du locus HPRT dans les cellules des hamsters chinois V79. Induction importante de cytoxoxicité des cellules (Speit et al., 1999.

Résultats positifs : Augmentation de la fréquence de mutation du locus TK de l'hétérozygoteTk +/--3.7.2C des cellules de lymphomes des souris L5178Y (Harrington Brock et al., 2003).

Résultats faiblement positifs :

Résultats faiblement positifs : Le test d'Ames était faiblement positif avec la Salmonella TA97 (Zeiger et al., 1992)

Réaction équivoque :

Résultats équivoques : Le test d'Ames était équivoque avec la Salmonella TA100, TA1535 (Zeiger et al., 1992).

Résultats négatifs :

Résultats négatifs : Test d'Ames avec la Salmonella typhimurium TA98 et essai de recombinaison avec le Bacillus subtilis, avec et sans activation métabolique. (Kawachi et al., 1980). Le test d'Ames était négatif avec la Salmonella TA98, TA1537 (Zeiger et al., 1992).

Résultats négatifs : Réaction négative de l'essai de mutagénécité sur le ver à soie (Kawachi et al., 1980)

Essai de Comet

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules de lymphomes de souris L5178Y (avec endonucléases propres aux lésions) (Smith et al., 2006).

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules TK6. Induction également de l'augmentation de la cytotoxicité liée à la dose, bien qu'une réaction positive ait été obtenu de l'essai de Comet neutre, à une cytotoxicité cellulaire égale ou supérieure à 50%. (Luan et al., 2007)

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules thyroïdiennes humaines primaires en culture. Aucune cytotoxicité cellulaire observée. (Matiolli et al., 2006)

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN (essai d'électrophorèse unicellulaire sur gel) des cellules ovariennes de hamster chinois. Cytotoxicité significative dans les cellules observée (Plewa et al., 2002).

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN de cellules CHO K1 (Poul et al., 2004)

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules primaires de rats en culture et des cellules rénales humaines.

(Robbiano et al., 1999).

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules de hamster chinois V79 (Speit et al., 1999).

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des globules blancs humains(Parsons et Chipman, 2000).

Résultats positifs : Induction de dommages à l'ADN des cellules épithéliales rénales de rats en culture (NRK-52E) (Parsons et Chipman, 2000).

Essai du micronoyau :

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les cellules de lymphomes de souris L5178Y (Fellows et al., 2008)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans la lignée lymphoblastoïde humaine TK6 (sans activation métabolique S9) (Platel et al., 2009).

Résultats positifs: Induction de micronoyaux dans les lymphocytes circulants humains en culture (Kaya et Topaktas, 2007)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les cellules TK6. Induction importante de cytotoxicité des cellules (Luan et al., 2007)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les cellules CHO K1 (Poul et al., 2004)

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les cellules primaires de rats en culture et les cellules rénales humaines. (Robbiano et al., 1999).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les cellules de hamster chinois V79 (Speit et al., 1999).

Résultats positifs : Induction de micronoyaux dans les cellules de hamster chinois AS52 (Ballmaier et Epe, 2006).

Résultats positifs: Induction de micronoyaux dans les cellules des poumons de hamster chinois en culture (CHL) (Matsuoka et al., 1992).

Essai sur les aberrations chromosomiques

Résultats positifs :

Résultats positifs : Test d'aberrations chromosomiques sur le fibroblaste de hamster chinois et sur la lignée cellulaire de hamster chinois (Don-6). (Ishidate et al., 1981; Ishidate et al., 1984; Kawachi et al., 1980; Sasaki et al., 1980)

Résultats positifs : Induction d'aberrations chromosomiques dans les lymphocytes circulants humains en culture (Kaya et Topaktas, 2007)

Résultats positifs : Induction d'aberrations chromosomiques dans les cellules des poumons de hamster chinois en culture (CHL) (Matsuoka et al., 1992).

Résultats faiblement positifs :

Résultats positifs : Induction d'aberrations chromosomiques dans les cellules de hamster chinois V79. Induction faiblement positive d'aberrations chromosomiques observée à des doses qui n'induisent pas des quantités importantes de cytotoxicité (induction d'aberrations chromosomiques supérieure observée à une dose qui induit une diminution de presque 100 % de survie des cellules) (Speit et al., 1999).

Essai de synthèse de réparation de l'ADN

Résultats positifs :

Positifs : induction accrue de réparation de l'ADN (essai de synthèse de réparation de l'ADN) des cellules thyroïdiennes humaines en culture (Mattioli et al., 2006).

Échange de chromatide sœur

Résultats positifs :

Positif : Augmentation dans l'échange de chromatide sœur dans les lymphocytes périphériques humain. Une toxicité significative a été observée (Kaya et Topaktas, 2007).

Modifications à l'ADN :

Résultats positifs :

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – oxodésoxyguanosine dans les cellules de hamster chinois V79 (Speit et al., 1999).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – oxodésoxyguanosine dans le système acellulaire (administré à l'ADN de thymus de veau, seulement en présence de GSH) (Chipman et al., 1998).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – oxodésoxyguanosine dans le système acellulaire (administré à l'ADN de thymus de veau, seulement en présence de GSH, de N-acétylcystéine et de FeSO4). (Parsons et Chipman, 2000).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – oxodésoxyguanosine dans les cellules épithéliales rénales de rats en culture (NRK-52E) (Parsons et Chipman, 2000).

Résultats positifs : Augmentations des modifications à l'ADN (telles qu'elles sont mesurées dans l'essai de relaxation de l'ADN PM2) du système acellulaire, et des cellules LLC-PK1 et L1210 (telles qu'elles sont mesurées dans l'essai d'élution alcaline). Effet observé seulement en présence de GSH (Ballmaier et Epe, 1995)

Résultats positifs : Augmentation des modifications à l'ADN (tel que mesurées dans l'essai d'élution alcaline) des les cellules AS52 (seulement en présence GSH) (Ballmaier et Epe, 2006).

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8-dihydro-2'-déoxyguanosine dans les cellules humaines présentant des signes de leucémie en culture (HL-60 et HP-100) (Murata et al., 2001)

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de8-oxo-7,8-dihydro-2'-déoxyguanosine dans l'ADN de thymus de veau d'un système acellulaire (seulement en présence de GSH et de ses composés) (Murata et al., 2001)

Résultats positifs : Augmentation des niveaux de 8 – hydroxydéoxyguanosine dans les fractions nucléaires rénales. Une peroxydation des lipides a également été observée (Sai et al., 1994).

Résultats négatifs :

Résultats négatifs : Aucune augmentation des niveaux de 8-oxodésoxyguanosine observée dans les reins isolés et perfusés de rats Sprague Dawley mâles. Aucune augmentation des niveaux de 8-oxodésoxyguanosine observée dans l'ADN total ou mitochondrial. (Chipman et al., 1998.

Résultats négatifs : Aucune augmentation des niveaux de 8–hydroxydéoxyguanosine observée dans l'ADN de thymus de veau d'un système acellulaire. (Sai et al., 1994).

ImmunotoxicitéDu bromate de sodium a été administré dans de l'eau potable pendant 28 jours à des souris B6C3F1 femelles, à des doses de 0, 80, 200, 400, 600 et 800 mg/L (équivalent à 0, 10,6, 26,2, 52,1, 71 et 97,5 mg/kg p.c. par jour en bromate, d'après une absorption moyenne d'eau de 3,63 g/jour/souris – recensé dans l'étude – et le poids corporel moyen du groupe au jour 29). L'exposition au bromate de sodium n'a pas induit de signes de toxicité manifeste, de différences dans le poids corporel ou de changements du poids corporel. De la même façon, aucune lésion macroscopique pathologique n'a été observée. Les animaux exposés à 80, 600 et 800 mg/L de bromate de sodium présentaient des augmentations importantes du poids absolu de la rate, à 20 %, 28 % et 23 % respectivement. On a aussi observé une augmentation du poids relatif de la rate. L'hémoglobine corpusculaire moyenne et la concentration d'hémoglobine corpusculaire moyenne ont considérablement augmenté (2 %) mais les auteurs ont indiqué que cet effet n'est pas biologiquement important. Une augmentation des réticulocytes liée à la dose a aussi été observée, le degré significatif ayant été observé aux deux niveaux de dose élevée (augmentation de 78 % à dosage élevé). Des augmentations des cellules de la rate totales et des cellules B ont été observées, mais encore une fois les auteurs ont indiqué que ce résultat n'est pas biologiquement important. Le traitement au bromate de sodium a aussi fait diminuer les activités des macrophages aux doses de 200, 600 et 800 mg/L. D'après cette étude, une DMENO de 10,6 mg/kg p.c. par jour en bromate (groupe à 80 mg/L) est dérivée d'après les augmentations du poids absolu de la rate. Le manque d'une dose-réponse claire quant à ces effets réduit la confiance à l'égard de cette détermination de DMENO (Guo et al., 2001)
Humains
Toxicité aiguë

On sait que le bromate induit une toxicité aigüe chez les humains. Précisément, de nombreux rapports de cas existent sur l'ingestion accidentelle ou intentionnelle de solutions à permanentes maison contenant du bromate par des adultes et des enfants (Benson, 1951; Parker et Barr, 1951; Quick et al., 1975; Gradus et al., 1984; Warshaw et al., 1985; Lue et al.,1988; Mack, 1988; Lichtenberg et al., 1989; Watanabe et al., 1992; Matsumoto et al., 1980; Kuwahara et al., 1984; Kutom et al., 1990; Hamada et al., 1990).

Les effets réversibles de l'ingestion aigüe de bromate sont des douleurs abdominales, des effets gastrointestinaux (nausée, vomissements et diarrhée), de l'anurie, une dépression du système nerveux central, de l'anémie hémolytique et des œdèmes pulmonaires. Les effets irréversibles incluent l'insuffisance rénale et l'ototoxicité (OMS, 2005; USEPA, 2001a; Santé Canada, 1999; CIRC, 1999).

Les doses qui induisent une toxicité aigüe se situent entre 20 et 1 000 mg/kg p.c. par jour en bromate (Watanabe et al., 1992; Lue et al., 1988) pour les enfants et entre 100 – 150 à 500 mg/kg p.c. par jour en bromate (Matsumoto et al., 1980; Kuwahara et al., 1984) pour les adultes.

Étude de cas-témoins

De mai 1996 à avril 2000, 6002 patients souffrant de symptômes de l'oreille interne ont été examinés à la clinique du Department of Otolaryngology, du National Taiwan University Hospital. De ces patients, 10 (0,17 %) étaient des coiffeurs (âgés entre 35 et 62 ans) ne souffrant pas de maladie systémique ou d'infections antérieures aux oreilles. Sur ces 10 patients, 4 avaient travaillé pendant plus de 30 ans, 4 avaient travaillé pendant plus de 20 ans, et 2 avaient travaillé pendant plus de 10 ans, respectivement. Tous les patients avaient été exposés à des solutions à permanentes à froid contenant de 2 à 4 % de bromate de potassium et de thioglycolate. Vingt femmes dans les mêmes âges ont aussi été sélectionnées pour cette étude.

Les 10 patients ont déclaré ressentir de vagues étourdissements et la moitié ont dit avoir vécu des attaques de vertige rotationnel. 70 et 50 % des patients ont déclaré respectivement une perte de l'ouïe et un acouphène. Le mouvement des yeux de 30 et 20 % des patients était altéré, selon le test utilisé. Des épreuves caloriques ont été effectuées et une célérité lente altérée a été observée, comparativement aux témoins normaux d'âge et de sexe correspondants (Young et al., 2001).

Toxicité chronique et cancérogénicitéAucune étude n'a été recensée pour les humains.
Génotoxicité et paramètres connexesAucune étude n'a été recensée pour les humains.
Toxicité pour la reproduction et le développementAucune étude n'a été recensée pour les humains.
IrritationAucune étude n'a été recensée pour les humains.
Note de bas de page f

CL50= concentration létale médiane; DL50 = dose létale médiane; CME(N)O = concentration minimale avec effet (nocif) observé; DME(N)O = dose minimale avec effet (nocif) observé; CSE(N)O = concentration sans effet (nocif) observé; DSE(N)O = dose sans effet (nocif) observé

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Notes de bas de page

Note de bas de page 1

La détermination de la conformité à l'un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 est basée sur une évaluation des risques potentiels pour l'environnement et/ou la santé humaine associés aux expositions dans l'environnement en général. Pour les humains, cela inclut, sans toutefois s'y limiter, les expositions par l'air ambiant et intérieur, l'eau potable, les produits alimentaires et l'utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la LCPE 1999 sur les substances des lots 1 à 12 du Défi, énumérées dans le Plan de gestion des produits chimiques (PGPC), n'est pas pertinente à une évaluation, qu'elle n'empêche pas non plus, par rapport aux critères de risque définis dans le Règlement sur les produits contrôlés, qui fait partie d'un cadre réglementaire pour le Système d'information sur les matières dangereuses au travail (SIMDUT) pour les produits destinés à être utilisés au travail.

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