Ébauche d'évaluation préalable Groupe de substances des phtalates

Environnement et Changement climatique Canada
Santé Canada

octobre 2017

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Table des matières

• Résumé
• 1. Présentation
• 2. Identité des substances
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources
• 5. Utilisations
• 6. Rejets dans l'environnement
• 7. Devenir et comportement dans l'environnement
  • 7.1 Distribution dans l'environnement
  • 7.2 Persistance dans l'environnement
  • 7.3 Potentiel de bioaccumulation
• 8. Potentiel d'effets néfastes sur l'environnement
  • 8.1 Évaluation des effets sur l'environnement
  • 8.2 Évaluation de l'exposition de l'environnement
  • 8.3 Caractérisation des risques pour l'environnement
• 9. Potentiel d'effets néfastes pour la santé humaine
• 10. Conclusion
• Bibliographie
• Annexes

Liste des tableaux

• Tableau 2-1. Substances étudiées par l'évaluation préalable du Groupe de substances des phtalates
• Tableau 4-1. Quantités déclarées au Canada en 2012 de phtalates du Groupe de substances des phtalates tirées de l'enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE
• Tableau 4-2. Quantités déclarées au Canada (en 2012) des phtalates supplémentaires tirées de l'enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE
• Tableau 5-1. Résumé des utilisations de certains phtalates supplémentaires au Canada tirées de l'enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE^a
• Tableau 5-2. Résumé des utilisations de certains phtalates supplémentaires au Canada tirées de l'enquête menée en vertu de l'article 71 de la LCPE^a(suite)
• Tableau 5-3. Avis donnés au Canada pour certains phtalates supplémentaires^a
• Tableau 8-1. Données^a empiriques disponibles sur les effets des phtalates sur les organismes aquatiques
• Tableau 8-2. Prédictions in silico des capacités de liaison des phtalates au récepteur des œstrogènes (RE) et au récepteur des androgènes (RA)
• Tableau 8-3. Valeurs de la toxicité critique et de la CESE des phtalates en milieu aquatique
• Tableau 8-4. Concentrations de phtalates prévues dans l'environnement en champ proche
• Tableau 8-5. Quotients de risque (QR) pour le Groupe de substances des phtalates et le DEHP
• Tableau 8-6. Résumé des éléments de preuve et des degrés d'incertitude
• Tableau 9-1. Taux d'absorption quotidien de BBP établi par biosurveillance (μg/kg pc/j)
• Tableau 9-2. Concentrations de BBP dans les produits cosmétiques et de soins personnels
• Tableau 9-3. Taux d'absorption quotidiens de DBP (μg/kg pc/j) découlant de la biosurveillance
• Tableau 9-4. Concentration de DBP (en pourcentage) dans divers jouets et accessoires de puériculture souples en vinyle vendus au Canada
• Tableau 9-5. Concentrations de DBP dans les produits cosmétiques et de soins personnels
• Tableau 9-6. Estimation de l'exposition cutanée par l'emploi de vernis à ongles^a
• Tableau 9-7. Taux d'absorption quotidiens de DEHP trouvés par biosurveillance (μg/kg pc/j)
• Tableau 9-8. Pourcentage de concentration du DEHP dans divers jouets et accessoires de puériculture offerts au Canada
• Tableau 9-9. Concentrations du DEHP dans les produits cosmétiques et de soins personnels
• Tableau 9-10. Sommaire des résultats pour les effets sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DMP
• Tableau 9-11. Sommaire des résultats des études pour les effets sur la reproduction ou le développement après une exposition au DMP par voie cutanée
• Tableau 9-12. Sommaire des effets critiques après une exposition au DMP par voie cutanée
• Tableau 9-13. Résumé des niveaux de preuve permettant d'associer les phtalates à chaîne courte aux effets sur la santé
• Tableau 9-14. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement découlant de l'exposition par voie orale au DIBP
• Tableau 9-15. Résumé des nouvelles études des effets du DCHP sur le développement, publiées après le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne. Effets de l'exposition gestationnelle au DCHP chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-16. Résumé des données récentes sur le DCHP, publiées après le rapport ECS sur les phtalates à chaîne moyenne
• Tableau 9-17. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DCHP
• Tableau 9-18. Résumé des effets systémiques critiques après l'exposition par voie orale au DCHP
• Tableau 9-19. Résumé des doses causant des effets critiques après une exposition par voie orale au DBzP en utilisant le MBzP comme analogue le plus proche
• Tableau 9-20. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au B84P
• Tableau 9-21. Résumé des effets systémiques critiques après une exposition au B84P par voie orale
• Tableau 9-22. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DIHepP
• Tableau 9-23. Résumé des effets systémiques critiques après l'exposition par voie orale au DIHepP
• Tableau 9-24. Effets de l'exposition gestationnelle au B79P chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-25. Effets sur la reproduction après l'exposition au B79P chez les adultes mâles (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-26. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DIBP
• Tableau 9-27. Résumé des effets systémiques critiques après l'exposition par voie orale au B79P
• Tableau 9-28. Effets après l'exposition au DINP pendant la gestation chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-29. Résumé des doses causant des effets critiques sur la reproduction ou le développement après une exposition par voie orale au DINP
• Tableau 9-30. Résumé des nouvelles études relevées depuis la publication du document ECS sur le DINP
• Tableau 9-31. Résumé des effets critiques autres que le cancer, après l'exposition par voie orale au DINP
• Tableau 9-32. Résumé des niveaux de preuve permettant d'associer des phtalates à chaîne moyenne aux effets sur la santé
• Tableau 9-33. Effets chez les descendants mâles découlant de l'exposition au BBP pendant la gestation (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-34. Résumé des niveaux d'effet critiques sur la reproduction et le développement après l'exposition par voie orale au BBP
• Tableau 9-35. Principales études ayant observé des effets dus à l'exposition au DBP pendant la gestation, chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-36. Principales études indiquant des effets dus à l'exposition au DBP chez des mâles prépubères ou pubères (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-37. Effets dus à l'exposition de mâles adultes au DBP (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-38. Résumé des effets critiques sur la reproduction et le développement des rats mâles adultes matures après l'exposition par voie orale au DBP
• Tableau 9-39. Principales études décrivant des effets chez les descendants mâles (mg/kg p.c./j) de l'exposition au DEHP pendant la gestation
• Tableau 9-40. Principale études portant sur les effets dus à l'exposition au DEHP chez des mâles prépubères et pubères(mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-41. Effets dus à l'exposition de mâles adultes au DEHP (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-42. Principales études sur les effets chez les descendants mâles découlant de l'exposition au DnHP pendant la gestation (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-43. Effets dus à l'exposition au DnHP chez les mâles adultes matures (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-44. Effets sur les descendants mâles de l'exposition au DIOP pendant la gestation (mg/kg p.c./j)
• Tableau 9-45. Résumé des niveaux d'effets critiques, déduits à partir de son analogue, de l'exposition au DIOP par voie orale sur la reproduction et les effets sur le développement
• Tableau 9-46. Résumé des niveaux de preuve permettant d'associer les phtalates supplémentaires aux effets sur la santé
• Tableau 9-47. Résumé des effets systémiques critiques après l'exposition au DIDP par voie orale
• Tableau 9-48. Résumé des effets systémiques critiques associés à l'exposition au DUP par voie orale
• Tableau 9-49. Résumé des niveaux de preuve permettant d'associer les phtalates à chaîne longue à des effets sur la santé
• Tableau 9-50. Résumé des ME pour le DMP - sous-populations les plus exposées
• Tableau 9-51. Résumé des ME pour le DIBP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
• Tableau 9-52. Résumé des ME pour le DCHP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
• Tableau 9-53. Résumé des ME pour le DMCHP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
• Tableau 9-54. Résumé des ME pour le DBzP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
• Tableau 9-55. Résumé des ME pour le B84P pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
• Tableau 9-56. Résumé des ME pour le DIHepP pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
• Tableau 9-57. Résumé des ME pour le B79P pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale
• Tableau 9-58. Résumé des ME pour le DINP pour les sous-populations les plus exposées
• Tableau 9-59. Indices de danger (ID) pour les sous-populations les plus exposées
• Tableau 9-60. Résumé des ME au DIDP pour les sous-populations les plus exposées
• Tableau 9-61. Résumé des ME pour le DUP pour les sous-populations les plus exposées
• Tableau 9-62. Sources d'incertitude pour la caractérisation des risques cumulatifs
• Tableau A-1. Identité et principales propriétés physico-chimiques des substances
• Tableau B-1. Risque cumulatif basé sur la narcose
• Tableau D-1a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l'absorption journalière de BBP par les divers groupes d'âge (μg/kg p.c./j)
• Tableau D-1b. Estimations probabilistes de l'absorption journalière de BBP par les aliments (μg/kg p.c./j)
• Tableau D-2a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l'absorption journalière de DBP pour les divers groupes d'âge (μg/kg p.c./j)
• Tableau D-2b. Estimations probabilistes de l'absorption journalière de DBP par les aliments (μg/kg p.c./j)
• Tableau D-3a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l'absorption journalière de DEHP pour les divers groupes d'âge (μg/kg p.c./j)
• Tableau D-3b. Estimations probabilistes de l'absorption journalière de DEHP par les aliments (μg/kg p.c./j)
• Tableau D-4a. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l'absorption journalière de DnHP pour les divers groupes d'âge (μg/kg p.c./j)
• Tableau D-4b. Estimations probabilistes de l'absorption journalière de DnHP par les aliments (μμg/kg p.c./j)
• Tableau D-5. Tendance centrale et estimations (limite supérieure) de l'absorption journalière de DIOP pour les divers groupes d'âge (μ/kg p.c./j)
• Tableau F-1. Résumé des données sur l'apport quotidien obtenues par biosurveillance pour les sous-populations pertinentes les plus exposées - phtalates du Groupe de substances des phtalates
• Tableau F-2. Résumé des données sur l'apport quotidien obtenues par biosurveillance pour les sous-populations pertinentes les plus exposées - phtalates supplémentaires
• Tableau F-3. Résumé de l'absorption journalière pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale par les milieux environnementaux et l'alimentation - phtalates du Groupe de substances des phtalates
• Tableau F-4. Résumé de l'absorption journalière pour les sous-populations pertinentes exposées à la dose maximale par les milieux environnementaux et l'alimentation - phtalates supplémentaires
• Tableau F-5. Niveau d'effets critiques pour les phtalates à chaîne moyenne - Groupe de substances des phtalates
• Tableau F-6. Niveau d'effets critiques - phtalates supplémentaires
• Tableau F-7. QD individuels et ID total pour les femmes enceintes et les femmes en âge de procréer
• Tableau F-8. QD individuels et ID total pour les nourrissons
• Tableau F-9. QD individuels et ID total pour les enfants

Résumé

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement, 1999 (LCPE), la ministre de l'Environnement et la ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de 14 esters de phtalate (ci-après « phtalates »), connus collectivement sous le nom de « groupe de substances des phtalates ». Les substances de ce groupe ont été jugées prioritaires aux fins d'une évaluation en vertu de l'Initiative de regroupement des substances, dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada, car elles répondent aux critères de catégorisation de l'article 73 de la LCPE ou ont été jugées prioritaires en raison de préoccupations pour la santé humaine. La présente évaluation préalable fait suite à la publication, en août 2015, de quatre rapports sur l'état des connaissances scientifiques (ECS) et d'un document décrivant l'approche proposée pour l'évaluation des risques cumulatifs présentés par certains phtalates. Le rapport présente des renseignements pertinents pour formuler une conclusion au sujet des substances de ce groupe, en vertu de l'article 64 de la LCPE.

Le tableau ci-dessous présente le numéro de registre du Chemical Abstracts Service(CAS^{Note de bas de page1}), les noms figurant dans la Liste intérieure des substances (LIS) et les abréviations utilisées pour désigner les phtalates dans l'évaluation préalable du groupe de substances des phtalates.

Dans le cadre de l’évaluation du groupe de substances des phtalates, ceux-ci ont été divisés en sous-groupes à chaîne courte, à chaîne moyenne et à chaîne longue, selon la longueur du squelette carboné des groupes latéraux ester. Le regroupement de ces sous-groupes s’appuie principalement sur une perspective basée sur le danger pour la santé, à partir de la relation entre la structure et l’activité (relation structure-activité : RSA) et des études sur certains événements dans le mode d’action de l’insuffisance androgénique induite par les phtalates au cours du développement des organes reproducteurs mâles du rat. Du point de vue environnemental, l'établissement des sous-groupes reposait surtout sur les différences dans le coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) et l'hydrosolubilité, ainsi que sur leurs effets sur la bioaccumulation et l'écotoxicité. Dans chaque sous-groupe, on présume que les phtalates ont des propriétés chimiques semblables, tandis que les propriétés toxicologiques sont en grande partie similaires, mais non de façon exclusive. Le tableau ci-dessus précise également le sous-groupe auquel on a assigné chaque phtalate du groupe.

Lors de l’évaluation préalable, on a examiné quatorze phtalates supplémentaires figurant sur la Liste intérieure des substances, car ils peuvent contribuer au risque cumulatif d’une exposition combinée aux phtalates. Le tableau ci-dessous présente des renseignements au sujet de ces phtalates supplémentaires, étudiés dans la présente évaluation. Treize de ces quatorze phtalates supplémentaires n’ont pas été évalués individuellement et, par conséquent, aucune conclusion au sens de l’article 64 de la LCPE ne peut être formulée sur ceux-ci. La substance restante, le DEHP, avait déjà été évaluée en 1994. Cependant, à cette époque, on ne disposait pas d’assez de renseignements pour établir une conclusion au sujet de ses effets sur l’environnement. Les renseignements disponibles depuis permettent de formuler une conclusion au sujet de son potentiel de nocivité pour l’environnement.

Les résultats d’une enquête menée en vertu de l’article 71 en 2012 ont établi que six des vingt-huit phtalates pris en compte dans la présente évaluation (DINP, DIDP, DUP, DEHP, D911P et DIUP) ont été fabriqués ou importés au Canada en quantités supérieures à 10 millions de kg par année, tandis que sept autres (BCHP, CHIBP, DBzP, DMCHP, BIOP, DnHP et DPrP) l’ont été en quantités inférieures au seuil de déclaration de 100 kg/an. Pour ce qui est des quinze autres phtalates, les quantités fabriquées ou importées se situaient entre 10 000 et 1 000 000 kg/an. Les phtalates sont utilisés dans divers produits commerciaux, industriels et de consommation au Canada, y compris les plastiques, les peintures et les revêtements, les adhésifs et les agents pour les produits d’étanchéité, les pièces automobiles, les produits électroniques et les produits de soins personnels.

On s’attend à ce que l’eau soit le principal milieu récepteur des phtalates, bien qu’ils puissent également être rejetés dans l’air. Lorsqu’ils sont déversés dans l’environnement, les phtalates à chaîne courte devraient se diffuser dans l’eau, l’air et le sol, tandis que les phtalates à chaîne longue se répartiront surtout dans le sol et les sédiments, avec des proportions moindres dans la colonne d’eau. Les substances du sous-groupe à chaîne moyenne présentent une plage de propriétés physico-chimiques. Par conséquent, leur répartition prévue entre les différents milieux variera d’une substance à l’autre.

Les phtalates sont biodégradables et ne devraient pas persister dans l’environnement, bien que les vitesses de dégradation varient selon la taille des molécules de phtalate et leurs propriétés physico-chimiques, la concentration du substrat et les conditions environnementales. La dégradation est plus lente dans les conditions de faibles concentrations d’oxygène, comme celles existantes dans les sédiments et les sols, ce qui peut accroître la période d’exposition des organismes habitant ces milieux. En outre, les renseignements sur les profils d’utilisation et de rejet des phtalates au Canada laissent entendre que l’exposition aux phtalates, dans l’environnement canadien, pourrait être continue. En raison de leur biodégradation rapide, l’exposition aux phtalates devrait être plus grande pour les organismes qui vivent près des sites de rejet.

Dans l’environnement, les phtalates sont biodisponibles mais ne présentent pas un grand potentiel de bioaccumulation et de bioamplification, en raison de leur vitesse de biotransformation élevée dans le biote. La plupart des phtalates à chaîne longue présentent un faible potentiel de danger pour les espèces aquatiques et terrestres, tandis que les phtalates à chaîne courte et moyenne présentent un potentiel de danger modéré à élevé. Alors que la narcose est un important mode d’action toxique des phtalates, particulièrement dans le cas de l’exposition à court terme, il existe des données probantes indiquant que certains phtalates pourraient également susciter des effets néfastes à plus long terme par d’autres modes spécifiques d’action. En particulier, certains phtalates peuvent perturber le fonctionnement normal du système endocrinien des organismes. Même si des données probantes in vivo ont été obtenues pour seulement un faible nombre de phtalates à chaîne moyenne, ces données indiquent des effets sur le système endocrinien des organismes aquatiques et permettent de croire que de nombreux phtalates à chaîne moyenne et certains phtalates à chaîne courte et à chaîne longue possèdent des propriétés qui leur permettraient d’avoir un effet néfaste sur l’activité endocrinienne dans certaines conditions.

Selon les résultats d'une analyse des quotients de risque, dans laquelle on avait comparé l'exposition potentielle estimée de phtalates individuels (concentration prévue dans l'environnement - CPE) avec leur potentiel d'effets néfastes (concentration estimée sans effet - CESE), treize des phtalates du Groupe de substances des phtalates présentent un faible risque d'avoir des effets néfastes sur les espèces aquatiques, compte tenu des niveaux d'exposition actuels dans l'environnement canadien. À leur niveau d'exposition actuel, deux phtalates, le B79P et le DEHP, ont le potentiel de provoquer des effets néfastes sur les populations d'organismes aquatiques au Canada.

Une analyse cumulative des risques utilisant l’approche dite de la « somme des unités toxiques internes » (UTI) et considérant les niveaux d’exposition prévus pour chacun des 28 phtalates examinés dans l’évaluation indique qu’il n’y a pas de préoccupation pour l’environnement en raison des effets cumulatifs basés sur la létalité ou du mode d’action narcotique.

Pour la population générale au Canada, les estimations de l’exposition provenant des données de biosurveillance, lorsqu’elles étaient disponibles, ont été comparées aux estimations de l’exposition par les milieux environnementaux et les aliments. On s’attend à ce que la principale source d’exposition au DMP pour la population générale soit le lait maternel et la nourriture, en plus de l’air intérieur et de la poussière qui agissent comme facteurs contributifs. L’exposition aux produits cosmétiques et d’hygiène, par voie cutanée et par inhalation (aérosols), a également été évaluée pour les adultes et les nourrissons. Les principales sources d’exposition aux phtalates à chaîne moyenne sont l’air intérieur, la poussière, la nourriture et le lait maternel. Comme certains renseignements obtenus indiquent qu’une proportion de ces substances se trouvant dans des biens manufacturés pourrait entrer en contact avec la peau, des scénarios d’exposition ont été établis pour décrire l’exposition cutanée chez l’adulte et l’enfant. Enfin, le DIBP et le DINP peuvent aussi être présents dans les jouets et les articles pour enfants; par conséquent, l’exposition par voie orale due à la mise à la bouche de ces produits a aussi été évaluée. La principale source d’exposition au DIDP et au DUP pour la population générale devrait être la poussière domestique (ingestion orale) ainsi que, pour le DIDP, les aliments et les boissons (ingestion orale). Des scénarios d’exposition ont été établis pour caractériser l’exposition des adultes et des enfants par voie cutanée à ces deux phtalates à chaîne longue.

En ce qui concerne la santé humaine, les données d’études réalisées avec des animaux montrent que les phtalates à chaîne moyenne ont des effets sur le développement, la reproduction et des effets systémiques se rapportant au foie et aux reins. Parmi ceux-ci, l’effet critique sélectionné à des fins de caractérisation des risques du phtalate en cause est celui sur le développement des mâles. En effet, les données disponibles indiquent surtout l’existence d’effets sur le développement du système reproducteur, notamment des indications de féminisation chez les mâles, des malformations du système reproducteur et des effets sur la fertilité qui sont associés à un mode d’action relativement bien étudié et appelé « syndrome des phtalates chez le rat » (SPR). Lors d’études menées sur des animaux, ce syndrome a été associé aux plus faibles niveaux d’exposition étudiés à ce jour pour les substances de ce sous-groupe. La base de données sur les effets des esters de phtalate à chaîne courte et à chaîne longue sur la santé ne montre aucune indication d’effets néfastes sur le développement du système reproducteur chez les mâles. Les niveaux critiques sélectionnés pour la caractérisation des risques liés au DMP étaient principalement des changements légers dans le poids du cerveau suivant une exposition chronique par voie cutanée. La base de données des effets des phtalates à chaîne longue sur la santé indique que l’effet sur le foie est l’effet critique pour la caractérisation des risques.

En comparant les seuils d’effets critiques appropriés à l’exposition estimée aux 10 phtalates à chaîne moyenne du groupe de substances des phtalates à partir de différentes sources (environnement, aliments, contact avec des articles en plastique [PVC, polyuréthane, polyester, etc.], jouets et produits de soins personnels) et aux niveaux de biosurveillance disponibles pour tous les groupes d’âge, des marges d’exposition (ME) jugées adéquates pour dissiper les incertitudes relevées dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé ont été obtenues. Qui plus est, ces marges sont jugées suffisantes pour offrir une protection contre les effets éventuels sur la reproduction, non seulement chez les mâles exposés à un âge plus avancé, mais également chez les femelles. De plus, ces marges protègent contre les effets sur d’autres systèmes d’organes. La comparaison entre l’exposition estimée au DMP causée par l’environnement, les aliments et les produits de soins personnels ainsi que les niveaux de biosurveillance pour tous les groupes d’âge avec les seuils d’effets critiques appropriés indique des marges d’exposition jugées adéquates pour lever les incertitudes constatées dans les bases de données sur l’exposition et les effets sur la santé. En comparant les niveaux d’effet critique à l’exposition estimée au DIDP et au DUP provenant de diverses sources, telles que les milieux naturels, les aliments et le contact avec des articles en plastique, et aux niveaux de biosurveillance disponibles, nous avons obtenu des marges jugées adéquates pour lever les incertitudes constatées dans les bases de données sur les niveaux d’exposition et leurs effets sur la santé. Ces marges assurent également la protection contre les effets toxiques potentiels limités du DIDP et du DUP sur le développement et la reproduction non seulement chez les mâles, mais aussi chez les femelles et contre d’autres effets systémiques.

Les résultats de l’enquête menée en vertu de l’article 71 auprès de l’industrie révèlent que le CHIBP, le BCHP et le BIOP ne sont actuellement pas utilisés en quantités supérieures au seuil de déclaration de 100 kg. Par conséquent, la probabilité d’exposition de la population générale canadienne est considérée comme faible et donc le risque potentiel pour la santé humaine est jugé faible pour ces trois substances.

À la lumière des renseignements disponibles, il s’avère que les substances du sous-groupe des phtalates à chaîne moyenne ont un mode d’action commun, en ce qu’elles provoquent des effets caractéristiques du SPR sur le système reproducteur mâle. Bien que les marges d’exposition (ME) qui sont associées aux dix premiers phtalates à chaîne moyenne visés par la présente évaluation soient actuellement jugées adéquates pour l’exposition à une substance isolée, elles ne tiennent pas compte des risques potentiels découlant de l’exposition simultanée à ces phtalates et à d’autres phtalates similaires. Comme nous le mentionnons plus haut, cinq autres phtalates (BBP, DBP, DEHP, DnHP et DIOP) ont été considérés dans l’évaluation des risques cumulatifs pour la santé humaine, afin de tenir compte des renseignements indiquant que leur mode d’action était probablement similaire à celui des phtalates du sous-groupe à chaîne moyenne, ainsi que des données indiquant que la population générale du Canada pourrait y être exposée.

Une évaluation des risques cumulatifs, basée sur une approche prudente utilisant un indice de danger (ID) de faible niveau, a été réalisée. Elle indique qu’aux niveaux d’expositions actuels, le risque cumulatif potentiel des phtalates à chaîne moyenne pour la population générale du Canada n’est pas préoccupant, notamment chez les sous-populations les plus sensibles (femmes enceintes, femmes en âge de procréer, nourrissons et enfants). Chez les trois sous-populations pour lesquelles les niveaux d’exposition estimés sont les plus élevés, toutes les valeurs de l’indice de danger sont inférieures à 1. Ainsi, il n’est pas nécessaire d’effectuer une évaluation approfondie à un niveau supérieur pour le moment.

Conclusion générale proposée

Compte tenu de toutes les sources de données disponibles présentées dans la présente ébauche d’évaluation préalable, 13 phtalates du groupe de substances des phtalates (DMP, DIBP, CHIBP, BCHP, DCHP, DBzP, DMCHP, DIHepP, BIOP, B84P, DINP, DIDP et DUP) présentent un faible risque d’effet néfaste sur les organismes et pour l’intégrité générale de l’environnement. Cependant, il existe un risque d’effet néfaste pour les organismes, mais non pour l’intégrité générale de l’environnement, en raison d’un phtalate inclus dans le groupe de substances des phtalates, le B79P, et d’un autre phtalate, le DEHP. Ce dernier avait déjà été évalué par Environnement Canada et Santé Canada en 1994 dans le cadre du Programme d’évaluation des substances d’intérêt prioritaire. L’évaluation résultante avait conclu que le DEHP était dangereux pour la santé humaine au Canada. Toutefois, à cause de renseignements insuffisants, on n’avait pu conclure à cette époque que la substance pouvait avoir un effet néfaste sur l’environnement.

Il est proposé de conclure que 13 des 14 substances du groupe de substances des phtalates ne répondent pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l’environnement ou sur la diversité biologique, et ne mettent pas en danger l’environnement essentiel pour la vie. Il est proposé de conclure que la substance restante du groupe de substances des phtalates, en l’occurrence le B79P, ainsi que le DEHP répondent aux critères de l’alinéa 64a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet néfaste sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Cependant, il est proposé de conclure que le B79P et le DEHP ne répondent pas aux critères de l’alinéa 64b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour l’environnement essentiel pour la vie.

Il est proposé de conclure que les 14 phtalates du groupe de substances des phtalates ne répondent pas aux critères de l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou une concentration, ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Par conséquent, il est proposé de conclure que le B79P et le DEHP répondent à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE. Il a été établi que le B79P et le DEHP ne répondaient pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, pris en vertu de la LCPE.

1. Présentation

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement, 1999 (LCPE), la ministre de l'Environnement et du Changement climatique et la ministre de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de 14 esters de phtalate (ci-après « phtalates »), connus collectivement comme le « Groupe de substances des phtalates ». Les substances de ce groupe ont été jugées prioritaires aux fins d'une évaluation en vertu de l'Initiative de regroupement des substances, dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada, car elles répondent aux critères de catégorisation de l'article 73 de la LCPE ou ont été jugées prioritaires en raison de préoccupations pour la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada 2007).

Certaines substances appartenant à ce groupe ont été jugées préoccupantes par d'autres gouvernements et administrations en raison de leurs effets potentiels sur la reproduction et le développement chez les humains. Certains phtalates peuvent avoir des effets préoccupants communs sur la santé ou l'environnement, de sorte qu'afin de déterminer le potentiel de risque cumulatif découlant de l'exposition combinée à ces substances, nous avons ajouté 14 phtalates supplémentaires. Ces 14 phtalates supplémentaires ne répondaient pas aux critères de catégorisation et n'ont donc pas été considérés comme substances prioritaires aux fins de l'évaluation. Toutefois, des renseignements indiquant que leur mode d'action est probablement similaire à celui des phtalates du groupement, et des données indiquant qu'ils pourraient présenter un risque d'exposition pour la population générale au Canada et pour l'environnement canadien ont motivé l'inclusion de ces substances aux fins de l'évaluation des risques cumulatifs. Quatre des phtalates supplémentaires (DBP, BBP, DEHP et DnOP) avaient déjà été évalués sur une base individuelle dans le cadre de la première ou de la deuxième Liste des substances d'intérêt prioritaire (LSIP1 et LSIP2) (Environnement Canada et Santé Canada 1993, 1994a, 1994b, 2000). Il fut déterminé que le DBP et le BBP ne présentaient pas un risque pour l'environnement ou la santé humaine. On avait constaté que le DnOP ne présentait pas un risque pour l'environnement. Or, au moment de l'évaluation, les renseignements alors disponibles n'ont pas permis de formuler une conclusion relative aux effets sur la santé humaine. Un rapport subséquent, publié par Santé Canada en 2003, a conclu que le DnOP ne présentait pas un risque pour la santé humaine. Quant au DEHP, il fut déterminé qu'il présentait un risque pour la santé humaine au Canada. Or, on ne disposait pas alors des renseignements suffisants pour trancher sur les risques potentiels pour l'environnement.

Les évaluations préalables portent sur les informations essentielles pour déterminer si les substances répondent aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE^{Note de bas de page 2}. Pour ce faire, les ministères examinent les renseignements scientifiques et utilisent une approche basée sur le poids de la preuve et la prudence. La présente ébauche d'évaluation préalable repose sur les renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l'environnement, les dangers, les utilisations et l'exposition, dont les informations fournies par les parties intéressées. Le volet environnement de l'ébauche d'évaluation préalable repose sur des données pertinentes colligées jusqu'en avril 2016 et le volet santé sur des données colligées jusqu'en juillet 2016. Les données empiriques obtenues d'études clés et certains résultats de modèles ont permis de formuler les conclusions proposées. Quand ils étaient disponibles et pertinents, nous avons tenu compte de renseignements présentés dans des évaluations faites par d'autres autorités responsables. L'ébauche d'évaluation préalable présente les informations cruciales et les considérations critiques qui sous-tendent la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable suit la publication, en août 2015, de quatre rapports sur l'état des connaissances scientifiques, ou « rapports ECS » (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d) sur les 14 substances du Groupe de substances des phtalates, et la publication de l'Approche proposée pour l'évaluation des risques cumulatifs suscités par certains phtalates dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques (Environnement Canada et Santé Canada 2015e). On a publié ces documents avant l'évaluation préalable afin de permettre aux parties intéressées de transmettre leurs commentaires et leurs suggestions concernant le projet d'évaluation en fonction des risques cumulatifs. Les commentaires reçus au cours de la période publique de commentaires de 60 jours ont été pris en compte lors de la rédaction de l'ébauche d'évaluation préalable. Cette dernière résume les renseignements présentés dans les quatre rapports ECS et intègre de nouveaux renseignements pertinents. En outre, l'évaluation présente la caractérisation des risques posés par les phtalates faisant partie du groupe, y compris l'analyse des risques cumulatifs potentiels (pour l'environnement et la santé humaine), et formule des conclusions au sens de l'article 64 de la LCPE.

La présente ébauche d'évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes d'Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes de ces ministères. Les volets environnement et santé humaine de la présente ébauche d'évaluation préalable ont fait l'objet d'une consultation ou d'un examen écrit par des pairs externes. Des commentaires concernant les aspects techniques pertinents pour l'environnement ont été reçus de Thomas Backhaus (Faust & Backhaus Environmental Co., Germany), Sonja Bissegger (Collège militaire royal du Canada), Valérie Langlois (Collège militaire royal du Canada), Lynn McCarty (L.S. McCarty Scientific Research & Consulting, Canada), Patricia Schmieder (USEPA). Des commentaires visant les aspects techniques pertinents pour la santé humaine ont été reçus de Linda Teuschler (consultante privée - anciennement de l'USEPA), Donna Vorhees (The Science Collaborative), Bernard Gadagbui (Toxicology Excellence for Risk Assessment) et Raymond York (RG York & Associates). Si, d'une part, les commentaires externes ont été pris en considération, d'autre part, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de la présente évaluation préalable.

Cette ébauche d'évaluation préalable contient les considérations et renseignements critiques sur lesquels s'appuient les conclusions proposées. On pourra trouver des renseignements supplémentaires dans les rapports ECS et le document d'évaluation des risques cumulatifs mentionnés plus haut.

2. Identité des substances

Les esters de phtalate (désignés aussi par l'appellation de « phtalates ») examinés dans la présente ébauche d'évaluation préalable figurent au tableau 2-1. Sur le plan structural, ces phtalates sont constitués d'un cycle benzénique avec deux groupes latéraux ester en position ortho.

Le Groupe de substances des phtalates se divise en trois sous-groupes : (1) à chaîne courte, (2) à chaîne moyenne et (3) à chaîne longue, selon la longueur du squelette carboné (c.-à-d. la plus longue chaîne rectiligne de carbone) de leurs groupes latéraux ester. Les phtalates à chaîne courte ont un squelette carboné comportant un ou deux atomes de carbone, ceux à chaîne moyenne ont un squelette comportant de trois à sept atomes de carbones, et ceux à chaîne longue ont un squelette de huit atomes de carbone ou plus. La nature des groupes latéraux ester, qui peut être linéaire, ramifiée ou cyclique, détermine à la fois l'identité du phtalate et ses propriétés physiques et toxicologiques.

Du point de vue des dangers pour la santé, la répartition en sous-groupes se fondait d'abord sur une analyse des relations entre la structure et l'activité (RSA). Cette analyse repose sur des études relatives à des événements importants dans le mode d'action des phtalates provoquant l'insuffisance androgénique pendant le développement de l'appareil reproducteur du rat mâle. Les effets des esters phtaliques sur ces événements importants semblent dépendre de la structure et être fortement associés à la longueur et à la nature de leur chaîne alkyle. Du point de vue environnemental, l'établissement des sous-groupes était principalement fondé sur les différences dans le coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) et l'hydrosolubilité, ainsi que sur leurs répercussions sur la bioaccumulation et l'écotoxicité. Aux fins de l'examen des effets sur la santé, le DINP a été inclus dans le sous-groupe des phtalates à chaîne moyenne, et aux fins de l'examen des effets sur l'environnement, on a estimé qu'il était plus étroitement associé au sous-groupe des phtalates à chaîne longue.

La structure chimique, la masse moléculaire, la solubilité dans l'eau et le coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) pour les phtalates du Groupe de substances des phtalates figurent à l'annexe A. Des renseignements additionnels figurent également dans les documents d'Environnement Canada et Santé Canada (2015a-e), Environnement et Changement climatique Canada (ECCC 2016) et Santé Canada (2016a,b).

Dans certains cas, la méthode de la lecture croisée qui combine les données des analogues et les résultats des modèles de relations quantitatives structure-activité (RQSA) a été employée pour éclairer les évaluations des effets sur l'environnement et la santé humaine. Veuillez consulter les documents d'Environnement Canada et Santé Canada (2015a-d) et de Santé Canada (2016a,b) pour trouver les résultats des modèles et la description des méthodes utilisées pour la sélection des analogues.

3. Propriétés physiques et chimiques

Les propriétés chimiques des substances du Groupe de substances des phtalates sont principalement déterminées par le volume molaire des substances et la longueur des chaînes latérales alkyle substituées sur les groupes diester (Cousins et coll. 2003). Les substances de ce groupe sont des liquides huileux aux températures ambiantes types. Le point de fusion de ces substances se situe entre -64 °C et 66 °C, et leur point d'ébullition entre 205 °C et 463 °C. Par conséquent, à basse température, certains phtalates du groupe peuvent être présents à l'état solide dans l'environnement. En règle générale, la solubilité dans l'eau et la pression de vapeur diminuent avec la hausse du volume molaire et la longueur de la chaîne latérale alkyle, tandis que la tendance à s'adsorber sur les matières organiques et les particules augmente. Par exemple, le phtalate à chaîne courte DMP présente une très grande hydrosolubilité (4000 mg/L), une pression de vapeur modérée (0,4 Pa) et de faibles coefficients de partage (log K_oe =  1,6, log K_co = 1,9 - 2,5), tandis que le phtalate à chaîne longue DIDP a une très faible hydrosolubilité, une très faible pression de vapeur (1,7 × 10^-4 mg/L, 6,7 × 10^-5 Pa) et des coefficients de partage dont la valeur varie d'élevée à très élevée (log K_oe supérieur(e) à 8, log K_co = 5,5). Pour les phtalates à chaîne moyenne, les valeurs des propriétés chimiques sont intermédiaires entre celles des phtalates à chaîne courte et ceux à chaîne longue. Des renseignements détaillés sur les propriétés chimiques des substances du Groupe de substances des phtalates sont présentés dans les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d).

4. Sources

Les activités anthropiques sont la principale source de phtalates dans l'environnement. Une enquête a été menée auprès de l'industrie en 2013, en vertu à l'article 71 de la LCPE, afin d'obtenir des renseignements sur les quantités de phtalates du Groupe de substances des phtalates et des phtalates supplémentaires qui étaient présentes en 2012 au Canada (Canada 2013). Les résultats figurent aux tableaux 4-1 et 4-2 (Environnement Canada 2014). Puisque notre enquête était très ciblée, les données déclarées sur les quantités utilisées pourraient ne pas refléter complètement toutes les utilisations au Canada.. 

5. Utilisations

Les résultats obtenus lors de l'enquête menée en vertu de l'article 71 en 2012 comportaient des renseignements sur les utilisations de 21 phtalates (Environnement Canada 2014). Aucun renseignement n'était disponible pour les 7 autres substances.

Les diverses utilisations au Canada des substances faisant partie du Groupe de substances des phtalates sont résumées dans les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d). Dans le cas des phtalates supplémentaires, les utilisations canadiennes sont indiquées aux tableaux 5-1, 5-2 et 5-3. De plus, les utilisations des phtalates à l'étranger sont également présentées dans les documents ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d).

6. Rejets dans l'environnement

On ne connaît pas d'importantes sources naturelles de phtalates et les rejets dans l'environnement découlent d'activités anthropiques. Les rejets peuvent se produire pendant la fabrication et le traitement des phtalates, y compris leur transport et leur stockage, ainsi que pendant la production, l'utilisation et l'élimination des produits qui en contiennent (par exemple, le rejet de cosmétiques comportant des phtalates dans les égouts). Pendant les activités de traitement, les phtalates ne sont pas liés chimiquement à des matrices polymères et, avec le temps, ils peuvent migrer à la surface des produits polymères. Cette migration devrait être lente, et elle sera neutralisée par les forces chimiques et physiques qui cherchent à retenir les phtalates à l'intérieur des polymères. Compte tenu de leurs utilisations dans les produits industriels et de consommation, les phtalates devraient être rejetés surtout dans l'air et dans l'eau.

On dispose de peu d'informations sur les rejets de phtalates au Canada. Or, la déclaration de six phtalates (le DMP et cinq des phtalates supplémentaires, à savoir les DEP, DBP, BBP, DEHP et DnOP) à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) est obligatoire. Ce dernier indique que le milieu récepteur de tous les rejets déclarés était l'air (INRP 2010-2014). Plusieurs réponses à l'enquête menée en vertu de l'article 71 indiquaient que les rejets étaient ou inexistants ou inconnus (Environnement Canada 2014).

Les documents d'Environnement Canada et Santé Canada (2015a-d) traitent plus à fond le potentiel de rejets dans l'environnement.

7. Devenir et comportement dans l'environnement

7.1 Distribution dans l'environnement

Le modèle de fugacité EQC de niveau III (NewEQC 2011) a été utilisé pour prévoir la répartition des phtalates à chaîne courte, moyenne et longue dans l'environnement, par fraction massique. La répartition dans l'environnement tend à être en grande partie tributaire de la capacité des phtalates de se solubiliser dans l'eau, de se volatiliser ou de s'adsorber sur les particules, tandis que les substances plus solubles et plus petites ont tendance à se retrouver dans les milieux atmosphérique et aquatique, et les substances plus grosses avec une solubilité limitée dans l'eau ont tendance à s'adsorber sur les sédiments ou à demeurer dans les sols. Selon les résultats du modèle EQC, les phtalates à chaîne courte se répartissent dans l'eau, le sol et l'air, mais pas dans les sédiments, les phtalates à chaîne moyenne se répartissent plus uniformément entre l'eau et les sédiments, tandis que les phtalates à chaîne longue se répartissent surtout dans les sédiments, une proportion moindre restant dans l'eau. Le modèle prévoit que le sol est un milieu récepteur important pour les phtalates à chaîne moyenne et longue, c'est-à-dire que si ces phtalates sont rejetés dans l'air ou dans le sol, ils demeureront surtout dans le sol. Les résultats du modèle de fugacité de niveau III, indiquant la répartition en pourcentage dans l'eau, le sol et les sédiments d'après les rejets simulés dans chacun de ces milieux, sont résumés dans ECCC (2016).

Étant donné les utilisations connues et les rejets des phtalates (voir les sections 5 et 6), l'eau est considérée comme étant leur principal milieu récepteur dans l'environnement.

7.2 Persistance dans l'environnement

La dégradation des phtalates est bien caractérisée, et l'on sait qu'ils sont dégradés par des processus abiotiques et biotiques. De nombreuses études ont été réalisées sur les phtalates à chaîne courte DMP et DEP, les phtalates à chaîne moyenne DIBP, DCHP, B79P, BBP, DBP, DEHP, et les phtalates à chaîne longue DIDP, DUP et DINP. Bon nombre de ces études ont été utilisées pour caractériser les phtalates moins étudiés, y compris les phtalates à chaîne moyenne BCHP, CHIBP, DBzP, DMCHP, BIOP, B84P, 79P, DIOP, DnHP, DPrP et DIHepP, et les phtalates à chaîne longue 610P, D911P, D911P-2, DTDP, DIUP et DnOP. Les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d) et ECCC (2016) contiennent des résumés des études de dégradation et de la modélisation RQSA.

Au point de vue abiotique, les phtalates subissent une hydrolyse qui tend à être lente, ainsi qu'une photolyse plutôt rapide (Peterson et Staples 2003). C'est la biodégradation - particulièrement dans des conditions aérobies, par des microorganismes, y compris différentes espèces de microalgues vertes (Chang et coll. 2005; Yan et Pan 2004; Yan et coll. 2002), le phytoplancton (Li et coll. 2007) et les champignons (Ganji et coll. 1995; Sivamurthy et coll. 1991; Engelhardt et coll. 1977; Kim et Lee 2005; Lee et coll. 2007; Kim et coll. 2002a, 2003, 2007) - qui contribue le plus à la désintégration de ces substances dans l'environnement. Les vitesses de biodégradation observées varient, notamment selon la taille moléculaire des phtalates et de leurs propriétés physico-chimiques, de la concentration du substrat et des conditions environnementales. Les données obtenues par le modèle RQSA concordent avec les données expérimentales. La biodégradation des esters libère des phtalates de monoalkyle dans l'environnement (McConnell, 2007). La plupart des études indiquent que les phtalates de monoalkyle se dégradent plus rapidement que les esters phtaliques (Peterson et Staples, 2003). On a démontré que les MPE se dégradent rapidement dans les sédiments naturels (Otton et coll. 2008).

Les études ont démontré que les phtalates à chaînes latérales courtes peuvent être rapidement biodégradés et minéralisés, tandis que les phtalates présentant des chaînes latérales plus longues ont tendance à être moins biodégradables (Wang et coll. 2000; Chang et coll. 2004; Zeng et coll. 2004; Lertsirisopon et coll. 2006; Liang et coll. 2008). Les différences en termes de biodégradabilité des phtalates sont attribuées aux effets stériques des chaînes latérales, alors que la liaison des enzymes hydrolytiques peut être entravée, ce qui limite l'hydrolyse. Les différences entre les isomères phtaliques peuvent aussi influer sur la vitesse de dégradation, car les enzymes qui hydrolysent les phtalates sont structuralement spécifiques (Liang et coll., 2008).

Le modèle prédit une longue demi-vie dans l'air pour le DMP, un phtalate à chaîne courte. Ses concentrations mesurées dans le biote de la baie d'Hudson et dans l'air et l'eau de l'Arctique norvégien indiquent qu'il présente un certain potentiel de transport à longue distance (Morin 2003). Les phtalates à chaîne moyenne et longue ne sont pas persistants dans l'air. En outre, la modélisation prédit que leur transport sur de grandes distances est peu probable (voir Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d). Cependant, le DEHP, le DBP, le DIBP, le DnBP et le DINP et le phtalate à chaîne courte DEP peuvent être associés à des particules fines dans les zones près des sources d'émissions (Ma et coll. 2014; Ruzicková et coll. 2016). Morin (2003) a également trouvé du DIBP dans le biote de l'Arctique. Le transport des particules fines est considéré comme une explication plausible de la présence observée de DMP et de DIBP dans les régions éloignées.

Les phtalates ont été détectés dans l'eau douce dans le monde entier, et ils ont tendance à s'adsorber sur les sédiments (Chang et coll. 2005). La plupart des phtalates sont rapidement biodégradés dans les eaux de surface (Furtmann 1994). Dans les sédiments, les microorganismes aérobies et anaérobies peuvent dégrader les phtalates (Hashizume et coll. 2002; Chang et coll. 2004; Kim et coll. 2008). Or, en raison de leur fort degré de sorption attribuable à leur hydrophobicité, les phtalates peuvent présenter de longues demi-vies dans les sédiments, et ce, malgré leur biodégradabilité inhérente (Kickham et coll. 2012). Dans les études de biodégradation en milieu aérobie, réalisées selon les lignes directrices de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) prescrivant l'utilisation des systèmes de traitement des eaux usées comme substrats, on a trouvé que les phtalates étaient intrinsèquement et rapidement biodégradables (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d). La variabilité apparente entre les résultats des essais s'explique par les différences des protocoles expérimentaux, des concentrations de la substance d'essai et du substrat.

Dans le sol, les vitesses de biodégradation sont généralement très similaires à celles observées dans l'eau (Peterson et Staples 2003). Les conditions environnementales, dont la température, l'humidité du sol et les concentrations d'oxygène, ainsi que les concentrations initiales de la substance et le type de sol, ont toutes un effet sur la vitesse de biodégradation (Peterson et Staples 2003; Madsen et coll. 1999; Scheunert et coll. 1987). Par exemple, la demi-vie du DEHP dans différents types de sol allait de 2 jours dans un sol loameux à 69,3 jours dans le sable (Rüdel et coll. 1993; Shanker et coll. 1985; Roslev et coll. 1998; Peterson et Staples 2003), pour atteindre 77 jours dans le sol bio-assaini d'un site industriel brésilien (Ferreira et Morita 2012).

7.3 Potentiel de bioaccumulation

Les rapports ECS (Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d) présentent les données sur la bioaccumulation des substances du Groupe de substances des phtalates et de certains phtalates supplémentaires qui ont servi à la lecture croisée (BBP et DEHP). Les données sur la bioaccumulation des autres phtalates supplémentaires, ou celles obtenues après la publication des rapports ECS, sont en accord avec les informations présentées dans les rapports ECS et elles sont résumées dans ECCC (2016).

Les phtalates sont biodisponibles dans l'environnement et certains phtalates ont été mesurés dans le biote. Les données de bioaccumulation expérimentales et modélisées ainsi que les mesures des métabolites des phtalates dans les organismes aquatiques suggèrent que les phtalates sont effectivement métabolisés, et n'ont donc pas tendance à se bioaccumuler de manière importante. Les facteurs de bioconcentration (FBC) et les facteurs de bioaccumulation (FBA) mesurés pour les espèces aquatiques vont d'une valeur aussi faible que 1 jusqu'à 3000 L/kg, la majeure partie des valeurs déclarées étant inférieures à 1000 L/kg. Les vitesses de biotransformation étaient dans la plage de inférieur(e) à 1 à 3,5 j-1. Des données pour les sédiments et les organismes qui vivent dans le sol étaient également disponibles pour certains phtalates, et elles indiquent que la bioaccumulation dans ces milieux n'est pas significative. Les études sur le terrain confirment que les phtalates ne subissent pas de bioamplification dans la chaîne alimentaire (données résumées dans Environnement Canada et Santé Canada 2015a-d).

8. Potentiel d'effets néfastes sur l'environnement

8.1 Évaluation des effets sur l'environnement

Des résumés détaillés des études disponibles sur les effets des substances du groupe des phtalates ainsi que sur un certain nombre d'autres phtalates et les calculs connexes de résidus corporels critiques ont été présentés dans les Rapports sur l'état des connaissances scientifiques (ECS - Environnement Canada et Santé Canada, 2015a-d). Les résultats d'autres études, y compris de nouveaux travaux, ont été compilés dans ECCC (2016). Dans Santé Canada (2015), on rend compte des résultats d'études toxicologiques sur des rongeurs, utilisés comme substituts de mammifères piscivores comme le vison et la loutre, tout comme la section des effets sur la santé humaine de cette évaluation préalable. Les sections suivantes contiennent une analyse des effets écologiques globaux de l'ensemble des données sur les phtalates, des observations sur leurs modes d'action et leurs principales incidences écologiques. L'analyse porte principalement sur les organismes aquatiques, l'eau étant réputée être le principal milieu environnemental récepteur des phtalates. Les données relatives à l'eau douce et aux organismes de mer sont examinées ensemble, aucune distinction n'étant établie à leur égard, car rien n'indique qu'un milieu aqueux donné (eau douce ou de mer) aurait une plus grande sensibilité aux phtalates.

À un niveau d'exposition aiguë, il a été établi que les phtalates agissent par l'entremise de la toxicité des diesters, soit un mode d'action (MA) non spécifique s'apparentant à la narcose de base (apolaire) et à la narcose polaire, mais se traduisant cependant par une toxicité légèrement plus élevée (Veith et Broderius, 1987; Veith et Broderius, 1990; Adams et coll. 1995). Le corpus de données indique que dans des conditions d'exposition de plus longue durée, de nombreux phtalates ont aussi des modes d'action spécifiques. Ces modes d'action sont bien documentés dans des études sur les effets de phtalates à chaîne moyenne sur les mammifères, notamment en ce qui a trait aux effets androgéno-dépendants, qui ont une incidence sur le développement de l'appareil reproducteur mâle (étudié dans Santé Canada, 2015). Les études d'exposition des organismes aquatiques aux phtalates à chaîne plus courte (soit les phtalates à chaîne courte et certains phtalates à chaîne moyenne) indiquent une variété d'effets apicaux et non apicaux. Les effets non apicaux ont été associés aux voies cellulaires médiées par l'œstrogène et la thyroïde. Toutefois, les réactions androgéno-dépendantes n'ont pas été étudiées de manière approfondie chez les organismes autres que les mammifères. Les chercheurs ont établi l'existence de réactions non apicales mettant en cause le développement, la reproduction et le stress cellulaire pour certains phtalates à chaînes courte et moyenne, ainsi que pour le DnOP, un phtalate à chaîne longue (Mathieu-Denoncourt et coll. 2015). Il convient de remarquer qu'en ce qui concerne certains phtalates qui ont fait l'objet d'étude exhaustive (par exemple, BBP, DBP, DEHP), on observe souvent une variabilité ou un manque de constance dans les études et les résultats de modélisation des effets ou des réactions observés, comme les changements dans les taux de vitellogénine (VTG) ou l'estimation modélisée des affinités de liaison du milieu récepteur. Même si cela peut sans doute s'expliquer par les différences de conception des analyses et des études, cela rend difficile la tâche d'élucider le mode d'action précis qui sous-tend les effets observés.

8.1.1 Toxicité pour les organismes aquatiques

L'hydrosolubilité dans l'eau et le log K_oe sont des paramètres importants qui ont une incidence sur la biodisponibilité d'une substance dans les milieux environnementaux, ayant ce faisant une incidence sur la toxicité. Les substances très peu hydrosolubles ont moins de probabilité de présenter une biodisponibilité dans l'environnement par absorption d'eau directe, et ainsi l'alimentation sera la plus grande voie d'exposition. Le log K_oe peut être un facteur important pour prédire la toxicité aiguë de nombreux MA, par exemple la narcose non polaire, la narcose polaire, la narcose d'ester, mais non pour les autres genres d'effets, caractérisés par des mécanismes de réaction, y compris les MA électrophiles. Fait intéressant, il a été établi qu'il existait une corrélation entre le log K_oe et un MA qui varie selon le récepteur, soit selon les affinités de liaison du récepteur des œstrogènes (RE). Hornung et coll. (2014) ont trouvé pour une série de produits chimiques industriels comme les phtalates, que les affinités de liaison du RE de la truite arc-en-ciel augmentait proportionnellement aux valeurs du log K_oe, pour l'intervalle de 1,6 à 4,6 (DMP au DBP et BBP), alors que dans le cas du DnHP, elles demeuraient pratiquement constantes en présence d'une plus grande lipophilie, jusqu'à un log K_oe de 6,6. Les phtalates qui ont un log K_oe plus élevé (par ex. DEHP, DnOP) ne se lient pas au récepteur d'œstrogène. En ce qui a trait aux phtalates à chaîne longue qui se caractérisent par une très faible solubilité dans l'eau et des valeurs log K_oe élevées, la toxicité des diesters semble être le principal mode d'action. Il a été suggéré que les phtalates dotés de chaînes d'alkyl de six carbones ou plus ne sont pas intrinsèquement toxiques pour les organismes aquatiques, car le métabolisme rapide et la faible solubilité dans l'eau empêchent d'atteindre la charge toxicologique corporelle critique (Bradlee et Thomas, 2003). Et de fait, en ce qui concerne de nombreux phtalates ayant une chaîne principale de huit carbones ou plus, aucun effet aigu n'a été observé dans des conditions sous la limite de solubilité, tandis que les résidus calculés dans les tissus étaient faibles et ne dépassaient pas les limites fixées pour un effet létal (voir le tableau 8-3). Toutefois, on a observé une forte toxicité chez les phtalates à chaîne moyenne faiblement solubles et qui comportent une chaîne principale de six ou sept carbones, comme le DEHP et le B79P (résumé de résultats dans Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; ECCC, 2016).

Nous avons analysé les données sur les effets de chaque phtalate sur les organismes aquatiques. Le tableau schématique 8-indique la disponibilité des données pour chaque substance obtenues lors d'essais normalisés in vivo, et d'études in vivo ou in vitro de la caractérisation des effets par les voies œstrogéniques, androgéniques et thyroïdiennes. Pour définir le potentiel de liaison des phtalates sur les récepteurs, nous avons utilisé des outils in silico, le programme TIMES (2014) et le programme ER Expert System (ERES) (version 3) [Schmieder et coll. 2014; communication personnelle, examen externe par des pairs commandé par l'EPA des É.-U., l'Office of Research and Development, le National Health and Environmental Effets Research Laboratory, Mid-Continent Ecology Division, avril 2016 (prédictions de liaisons 4-20-16 ERES sur feuille de calcul Excel); sans référence]. Le potentiel de liaison des phtalates a été déterminé lors d'essais in silico sur le récepteur des œstrogènes (RE) de la truite arc-en-ciel (à l'aide de l'application ERES, version 3) et, chez les rongeurs, leur récepteur d'œstrogènes (y compris les composés parents et leurs métabolites), ainsi que leur des androgènes (TIMES, 2014). Selon le modèle TIMES (2014), les métabolites de certains phtalates à chaîne longue ont présenté une affinité de liaison avec le RE, tandis qu'il a été prédit que leurs composés parents n'auraient pas d'affinité de liaison avec le RE.

Les chercheurs ont trouvé de grandes lacunes dans les données quant aux effets écologiques des phtalates. Toutefois, certains phtalates comme le DEHP, le BBP et le DBP ont été assez bien étudiés. On notera tout particulièrement l'absence d'études de caractérisation sur de la valeur du potentiel d'action parmi tous les sous-groupes de phtalates. Les quelques études qui ont abordé les effets de phtalates sur un même système biologique ne concernent qu'un petit sous-ensemble de phtalates et, puisqu'elles ont caractérisé différents paramètres toxicologiques, il est impossible de les comparer directement. Mankidy et coll. (2013) ont observé que le DEHP était plus puissant que le BBP, compte tenu de sa puissance comme agoniste du récepteur d'aryl d'hydrocarbone (AhR), tandis que Zhou et coll. (2011a) ont pu ordonner les phtalates selon leur puissance : DBP supérieur(e) à DEP supérieur(e) à DMP supérieur(e) à DnOP supérieur(e) à DEHP, à partir de la métamorphose observée chez l'ormeau (mollusque). Une autre lacune relevée dans un grand nombre d'études tient à la tendance à réaliser ces études avec des concentrations d'exposition élevées ou qui dépassent les limites de solubilité dans l'eau, ce qui complique l'interprétation des résultats, les résultats ayant de ce fait peu de pertinence quant aux conditions environnementales. On a constaté que dans les quelques études in vivo réalisées avec des concentrations d'exposition très faibles (entre 10^-4 et 10^-3 mg/L), comme celles concernant le DEHP (Oehlmann et coll., 2009; Carnevali et coll., 2010; Corradetti et coll., 2013), des effets néfastes sont toujours observés. La principale lacune en matière de données tient à l'absence d'études sur les effets des phtalates sur un milieu aquatique réalisées avec des concentrations d'exposition pertinentes pour le milieu et dans les limites de solubilité dans l'eau qui caractérisent les modes d'action, surtout en ce qui concerne les effets médiés par les voies androgènes, et qui seraient susceptibles d'avoir des effets à l'échelle d'une population.

Date de modification :

2017-10-12