Rapport sur l'état des connaissances scientifiques Groupe des phtalates Esters phtaliques à chaîne courte (2024)

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• Sommaire
• 1. Introduction
• 2. Identité des substances
  • 2.1 Sélection des analogues pour l'évaluation de l'impact écologique
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources
• 5. Utilisations
• 6. Rejets
• 7. Devenir et comportement dans l'environnement
  • 7.1 Distribution dans l'environnement
    • 7.1.1 Potentiel de transport à grande distance
  • 7.2 Persistance dans l'environnement
    • 7.2.1 Dégradation abiotique
    • 7.2.2 Biodégradation
    • 7.2.3 Métabolites
  • 7.3 Potentiel de bioaccumulation
    • 7.3.1 Facteur de bioconcentration (FBC)
    • 7.3.2 Facteur de bioaccumulation (FBA)
    • 7.3.3 Facteur d'accumulation biote-sédiments (FABS) et facteur d'accumulation biote-air (FABA)
    • 7.3.4 Bioamplification
• 8. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
  • 8.1 Effets sur l'environnement
    • 8.1.1 Eau
    • 8.1.2 Sédiments
    • 8.1.3 Sol
    • 8.1.4 Faune sauvage
    • 8.1.5 Air
    • 8.1.6 Effets secondaires y compris les effets sur le système endocrinien
  • 8.2 Exposition environnementale
    • 8.2.1 Concentrations environnementales mesurées
    • 8.2.2 Air
    • 8.2.3 Eau de surface
    • 8.2.4 Eau de mer
    • 8.2.5 Effluent d'eaux usées
    • 8.2.6 Sédiments
    • 8.2.7 Biotes
    • 8.2.8 Scénarios d'exposition et concentrations environnementales estimées
  • 8.3 Caractérisation des risques pour l'environnement
    • 8.3.1 Évaluation des données
    • 8.3.2 Incertitudes
• 9. Potentiel d'effets nocifs pour la santé humaine
  • 9.1 Exposition
  • 9.2 Effets sur la santé
    • 9.2.1 Modèles toxicocinétiques
    • 9.2.2 Effets sur la reproduction et sur le développement
    • 9.2.3 Autres effets systémiques
  • 9.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine
    • 9.3.1 DMP
    • 9.3.2 Considérations
  • 9.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour la santé humaine
• 10. Références
• Annexe A : Données empiriques et modélisées de la biodégradation du DMP
• Annexe B : Données empiriques de la toxicité aquatique du DMP
• Annexe C : Estimations de la dose journalière admissible pour le groupement à chaîne courte
• Annexe D : Dérivation de l'absorption par voie alimentaire
• Annexe E : Estimations de l'exposition chronique par voie cutanée aux cosmétiques et produits de soins personnels
• Annexe F : Dérivation des absorptions quotidiennes de DMP à partir des données de biosurveillance MIREC-CD Plus
• Annexe G :. Description et application du système de notation Downs and Black et directives pour calculer la force de l'association statistique

• Tableau 2-1. Identité de la substance – DMP
• Tableau 2-2. Identité de la substance – DEP
• Tableau 3-1. Propriétés physiques et chimiques expérimentales et prédites du DMP
• Tableau 7-1. Sommaire de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003) du DMP montrant le pourcentage de répartition dans chaque milieu pour trois scénarios de rejet
• Tableau 8-1. Résumé des entrées utilisées dans le cadre du scénario prudent de niveau 1 visant à estimer les concentrations aquatiques à la suite du rejet industriel de DMP dans des sites génériques d'application d'enduits
• Tableau 8-2. Entrées et résumé des résultats du modèle SCREEN3
• Tableau 8-3. Résumé des quotients de risque associés au DMP pour différents milieux et scénarios d'exposition
• Tableau 9-1. Concentrations de DMP dans l'air intérieur
• Tableau 9-2. Concentrations de DMP dans les poussières domestiques
• Tableau 9-3. Les concentrations de DMP mesurées dans les cosmétiques par Guo et Kannan 2013
• Tableau 9-4. Estimations de l'exposition cutanée chronique liée à l'utilisation de cosmétiques
• Tableau 9-5. Estimations de l'exposition cutanée aiguë liée à l'utilisation de cosmétiques
• Tableau 9-6. Absorption journalière (µg/kg/jour) par les mâles (méthode de correction par la créatinine) selon le NHANES (2009-2010)a
• Tableau 9-7. Absorption journalière (µg/kg/jour) par les femelles (méthode de correction par la créatinine) selon le NHANES (2009-2010)a
• Tableau 9-8. Absorption journalière (µg/kg/jour) par les enfants âgés de 2 à 3 ans (données provisoires), selon MIREC-CD Plusa
• Tableau 9-9. Résumé des métabolites de DMP et de DEP détectés dans l'urine suivant l'administration orale in vivo
• Tableau 9-10. Résumé des pourcentages d'absorption par voie cutanée et des taux de phtalates à chaîne courte obtenus in vivo
• Tableau 9-11. Sommaire des taux d'absorption cutanée des phtalates à chaîne courte obtenus in vitro (systèmes de cellules de diffusion)
• Tableau 9-12. Doses minimales avec effet (nocif) observé (DME[N]O) sur la progéniture mâle exposée au DMP pendant la gestation (mg/kg de p.c./jour)
• Tableau 9-13. Doses minimales avec effet (nocif) observé (DME[N]O) sur les mâles prépubères et pubertaires exposés au DMP et au DEP (mg/kg de p.c./jour)
• Tableau 9-14. Doses minimales avec effet observé (DMEO) sur les mâles adultes exposés au DEP (mg/kg de p.c./jour)
• Tableau 9-15. Sommaire des résultats pour les effets sur la reproduction ou le développement en fonction d'une exposition orale au DMP
• Tableau 9-16. Sommaire des résultats des études pour les effets sur la reproduction ou le développement en fonction d'une exposition orale au DMP
• Tableau 9-17. Sommaire des effets critiques après une exposition cutanée au DMP
• Tableau 9-18. Sommaire des marges d'exposition au DMP pour les sous-populations avec l'exposition la plus élevée
• Tableau A-1. Résumé des données empiriques clés sur la biodégradation du DMP
• Tableau A-2. Résumé des données modélisées clés sur la biodégradation ultime du DMP
• Tableau B-1. Valeur de toxicité des organismes
• Tableau C-1. Tendance centrale (limite supérieure des estimations de la dose quotidienne de DMP absorbée par la population générale. Estimation de l'apport (µg/kg/jour) de DMP par divers groupes d'âge
• Tableau C-2. Estimations probabilistes de l'exposition alimentaire au DMP (ng/kg/jour)
• Tableau E-1. Estimations de l'exposition par voie cutanée aux cosmétiques et produits de soins personnels
• Figure 1. Structure générale des ortho-phtalates
• Figure G-1. Répartition des notes de Downs and Black, en fonction du plan d'étude

Le ministre de l'Environnement et le ministre de la Santé ont préparé un rapport sur l'état des connaissances scientifiques concernant l'acide benzènedicarboxylique-1,2, ester de diméthyle (DMP), substance portant le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (numéro CAS^{Note de bas de page[1]}) 131-11-3. Ce rapport vise à passer en revue les connaissances scientifiques actuelles sur le DMP afin de permettre au grand public de se pencher sur celles-ci, de les commenter et de fournir des renseignements supplémentaires à des fins d'examen, et ce, avant que des conclusions soient proposées dans une ébauche d'évaluation préalable qui sera publiée. Une approche pour l'évaluation des risques cumulatifs associés aux phtalates a aussi été proposée aux fins d'examen et de commentaires par le grand public et elle sera utilisée pour la rédaction de l'ébauche d'évaluation préalable.

Le DMP est un des 14esters phtaliques (ou phtalates) qui doit faire l'objet d'une évaluation préalable dans le cadre de l'Initiative des groupes de substances du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC). Les principaux critères de sélection pour ce groupe étaient fondés sur la possibilité d'effets préoccupants similaires sur la santé; pour certains phtalates, sur la possibilité d'effets préoccupants sur l'environnement; sur la possibilité d'exposition des consommateurs et des enfants; sur la possibilité de tirer parti des activités internationales et de les harmoniser; et sur la possibilité de gains d'efficacité en matière d'évaluation et de gestion des risques.

Bien qu'un grand nombre de phtalates présentent des caractéristiques structurales communes et des utilisations fonctionnelles semblables, les différences quant aux risques possibles sur la santé, ainsi qu'à leur devenir et à leur comportement dans l'environnement ont été prises en considération dans l'établissem*nt des sous-groupes. Du point de vue des dangers pour la santé, les sous-groupes se fondent d'abord et avant tout sur une analyse des rapports structure-activité (RSA). Cette analyse repose sur des études ayant trait à des événements importants touchant le mode d'action lié à l'insuffisance androgénique causée par les phtalates durant le développement de l'appareil reproducteur masculin chez les rats. 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 la chaîne alkyle. L'approche qui a permis de diviser les substances faisant partie du groupe des phtalates en trois sous-groupes en fonction des dangers qu'ils posent pour la santé est présentée plus en détail dans le document préparé par Santé Canada (2015a). Du point de vue écologique, l'établissem*nt des sous-groupes était principalement fondé sur les différences dans le coefficient de partage octanol-eau (logK_oe) et l'hydrosolubilité, ainsi que sur leurs répercussions sur la bioaccumulation et l'écotoxicité. D'autres points de vue portant sur une proposition d'approche d'évaluation des risques cumulés pour certains phtalates sont présentés dans un document d'accompagnement (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a). Le DMP appartient au sous-groupe des esters phtaliques à chaîne courte.

Le DMP n'est pas présent dans l'environnement à l'état naturel. Au cours de l'année civile2012, le DMP a été importé au Canada dans des quantités inférieures à 100000kg, et les applications déclarées de la substance comprennent la production de peintures, de revêtements, d'adhésifs et de produits d'étanchéité (Environnement Canada, 2014a). Le DMP a également des applications comme plastifiant dans la fabrication de matériaux de construction et la production des produits de soins personnels^{Note de bas de page[2]} (Environnement Canada, 2014a).

Les rejets de DMP sont plus susceptibles de se produire dans l'air et dans l'eau. Lorsqu'il est rejeté dans l'air, le DMP devrait se répartir principalement dans le sol. Lorsqu'il est rejeté dans l'eau ou le sol, il devrait rester en majeure partie dans ces milieux respectifs. Les données limitées sur la concentration environnementale dans les milieux canadiens indiquent des concentrations maximales, qui ne sont toutefois pas nécessairement représentatives, de 5,46ng/l dans l'eau de surface, de 2600ng/l dans l'effluent des usines de traitement des eaux usées municipales et de 853ng/g dans les sédiments. Les données de surveillance canadiennes existantes pour le DMP dans l'air et dans le sol révèlent que les concentrations sont toutes inférieures aux seuils de détection. Le DMP est persistant dans l'air, mais pas dans l'eau, le sol ou les sédiments. Le DMP a un très faible potentiel de bioaccumulation dans les organismes aquatiques. Les données expérimentales sur la toxicité aiguë et chronique indiquent toutes que le DMP ne représente pas un risque élevé pour les organismes aquatiques. Des scénarios d'exposition ont été élaborés afin d'estimer les rejets de DMP dans l'air et dans l'eau en provenance des installations où il est utilisé comme additif de revêtement. Des données de surveillance ont également été utilisées pour estimer les concentrations d'exposition potentielles. Les quotients de risque (QR) calculés pour les scénarios d'exposition dans l'air et dans l'eau montrent que les effets néfastes pour les organismes aquatiques et terrestres sont peu probables.

En ce qui concerne la santé humaine, 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 contributif. L'exposition cutanée et par inhalation (aérosol) à des cosmétiques et à des produits de soins personnels a également été évaluée pour les adultes (plus de 20ans) et les enfants en bas âge (de 0 à 6mois). La base de données des effets sur la santé des esters phtaliques à chaîne courte ne présente aucune preuve d'effets nocifs sur le développement, les organes reproducteurs ou les organes des autres systèmes par suite d'une exposition au DMP. Les renseignements existants montrent que les niveaux critiques sélectionnés pour la caractérisation du risque étaient principalement associés aux doses sans effet observé (DSEO) et à la dose minimale avec effet observé (DMEO) fondée sur les changements légers dans le poids du cerveau après une exposition cutanée chronique.

La comparaison de l'exposition estimée au DMP par l'environnement, les aliments et les produits de soins personnels de même que les niveaux de biosurveillance pour tous les groupes d'âge selon les seuils d'effets critiques appropriés, ont révélé des marges d'exposition jugées adéquates pour que les incertitudes relevées dans les bases de données sur l'exposition et les effets sur la santé soient dissipées.

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Conformément aux articles68 et74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999), le ministre de l'Environnement et le ministre de la Santé évaluent des substances pour déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou pour la santé humaine.

L'Initiative des groupes de substances constitue un volet clé du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) du gouvernement du Canada. Le groupe des phtalates comprend 14substances dont l'évaluation a été jugée essentielle, car elles respectent les critères de catégorisation définis à l'article73 de la LCPE (1999) ou encore, elles constituent des substances prioritaires en raison des préoccupations que suscitent leurs effets sur la santé humaine (Environnement Canada, Santé Canada, 2013). Certaines substances appartenant à ce groupe ont été jugées préoccupantes par d'autres autorités en raison de leurs effets potentiels sur la reproduction et le développement chez les humains. De plus, certains phtalates sont susceptibles d'avoir des effets écologiques préoccupants. Une étude réalisée dans le cadre de la première phase de la mise à jour de la Liste intérieure des substances (LIS) a révélé qu'un sous-ensemble de phtalates présentait un vaste éventail d'applications commerciales qui pourraient entraîner une exposition chez les humains, ycompris les enfants (Environnement Canada, 2012). Le fait de se pencher sur ces substances en tant que groupe permet de tenir compte de leurs risques cumulés, lorsque cela est justifié.

Le présent rapport sur l'état des connaissances scientifiques (ECS) contient une synthèse et une évaluation des renseignements scientifiques actuels. Il servira de base à une ébauche d'évaluation préalable. Le gouvernement du Canada a élaboré un ensemble de rapports sur l'ECS visant le groupe des phtalates afin de permettre au grand public de formuler des commentaires sur une proposition d'approche d'évaluation des risques cumulés associés à certains phtalates (Environnement Canada et Santé Canada, 2015), et ce, avant que cette approche soit mise en œuvre en vue de rendre des conclusions sur les substances de ce groupe dans une ébauche de rapport d'évaluation préalable qui sera publié.

Le présent rapport sur l'ECS porte essentiellement sur l'acide benzènedicarboxique-1,2, ester de diméthyle ou DMP (n^oCAS ^{Note de bas de page[3]} 131-11-3). L'évaluation de cette substance est jugée prioritaire en vertu du paragraphe73(1) de la LCPE (1999). Cette substance satisfait également aux critères de catégorisation relatifs à la persistance, mais pas à ceux se rapportant à la bioaccumulation ni à la toxicité intrinsèque pour les organismes non humains.

Bien que les phtalates présentent des caractéristiques structurales communes et des usages fonctionnels semblables, les différences quant aux risques possibles sur la santé, à leur devenir et à leur comportement dans l'environnement ont été prises en considération pour l'établissem*nt des sous-groupes. Du point de vue des dangers pour la santé, les sous-groupes se fondent d'abord et avant tout sur une analyse des rapports structure-activité (RSA). Cette analyse repose sur des études ayant trait à des événements importants touchant le mode d'action lié à l'insuffisance androgénique causée par les phtalates durant le développement de l'appareil reproducteur masculin chez les rats. 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 la chaîne alkyle (SantéCanada, 2015a). L'approche qui a permis de diviser les substances faisant partie du groupe des phtalates en trois sous-groupes en fonction des dangers qu'ils posent pour la santé est présentée plus en détail dans le document préparé par Santé Canada (2015a). Du point de vue écologique, l'établissem*nt des sous-groupes était principalement fondé sur les différences dans le coefficient de partage octanol-eau (logKoe) et l'hydrosolubilité, ainsi que sur leurs répercussions sur la bioaccumulation et l'écotoxicité (EnvironnementCanada et SantéCanada, 2015a).

Le DMP appartient au sous-groupe des esters phtaliques à chaîne courte (Santé Canada, 2015a).

Ce rapport sur l'ECS évalue les renseignements sur les propriétés chimiques, le devenir dans l'environnement, les dangers, les usages et l'exposition, ycompris les renseignements additionnels présentés par les intervenants. Des données pertinentes ont été recueillies jusqu'en octobre2014 pour le volet écologique, et jusqu'en août 2014 pour le volet sanitaire de l'évaluation. Lorsqu'elle était disponible et pertinente, l'information présentée dans les évaluations réalisées par d'autres autorités a été prise en considération.

Ce rapport sur l'ECS ne constitue pas un examen exhaustif ni critique de toutes les données disponibles. Il fait plutôt état des études les plus importantes et fiables sur le sujet, ainsi que des sources de données les plus pertinentes pour appuyer l'élaboration ultérieure d'une évaluation préalable.

Les volets de ce rapport portant sur l'écologie et la santé humaine ont fait l'objet d'une évaluation écrite par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. Les chercheurs suivants ont fourni des commentaires sur les volets techniques relatifs à l'environnement: Frank Gobas (Frank Gobas Environmental Consulting), Chris Metcalfe (Ambient Environmental Consulting, Inc.), Thomas Parkerton (ExxonMobil Biomedical Sciences, Inc.) et Charles Staples (Assessment Technologies, Inc.). Les chercheurs suivants ont fourni des commentaires sur les volets techniques relatifs à la santé humaine: Jack Dempsey (EnRisks), Michael Jayjock (The Lifeline Group) et Bernard Gadagbui (Toxicology Excellence for Risk Assessment). Bien que des commentaires externes aient été pris en considération, SantéCanada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu et des résultats finaux de ce rapport.

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Les esters phtaliques sont synthétisés par l'estérification de l'anhydride phtalique (anhydride de l'acide 1,2-benzènedicarboxylique, noCAS85-44-9) avec divers alcools (ACC, 2001). Les esters phtaliques produits sont des diesters de l'acide benzènedicarboxylique composés d'un cycle benzénique avec deux groupes ester à chaîne latérale. Les phtalates ont la structure générale présentée à la figure1, où R1 et R2 représentent des chaînes ester latérales dont la longueur et la structure peuvent varier (ACC, 2001). Les groupes ester latéraux peuvent être identiques ou différents, et la nature des groupes latéraux détermine l'identité du phtalate particulier de même que ses propriétés physiques et toxicologiques. Toutes les substances appartenant au groupe des phtalates sont des ortho-phtalates (o-phtalates) dont les chaînes ester latérales sont adjacentes l'une de l'autre aux positions1 et 2 du cycle benzénique (voir la figure1; USEPA, 2012).

La formule développée des esters phtaliques est tirée de la composition isomérique de l'alcool utilisé dans leur fabrication (Parkerton and Winkelmann, 2004). Les phtalates de dialkylés ont des groupes ester à chaîne alkyle ramifiée ou linéaire contenant de un à treize carbones, alors que les phtalates de benzyle contiennent généralement, à titre de groupe ester, un groupe phénylméthyle et une chaîne alkyle, et les phtalates de cyclohexyle, un cycle benzénique saturé (Parkerton and Winkelmann, 2004).

Figure 1. Structure générale des ortho-phtalates

Différentes organisations, comme l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), ont préparé des directives sur l'utilisation d'une approche de lecture croisée et des modèles de relations quantitatives structure-activité, ou QSAR, pour combler le manque des données. Ces méthodes ont été appliquées dans le cadre de différents programmes d'application de la réglementation, ycompris le Programme des substances existantes de l'Union européenne (UE). Dans cette évaluation, une approche de lecture croisée ayant recours aux données des analogues et aux résultats des modèles QSAR, si nécessaire, a été utilisée pour documenter les évaluations de l'impact écologique et sur la santé humaine.

Pour l'évaluation de l'impact écologique, un analogue a été sélectionné parce qu'il est structuralement semblable et/ou fonctionnellement semblable à la substance de ce sous-groupe (p.ex., en fonction des propriétés physiques et chimiques, de la toxicocinétique) et qu'il présentait des données empiriques pertinentes pouvant être utilisées pour la lecture croisée visant à combler le manque des données. L'analogue sélectionné, le phtalate de diéthyle (DEP), a été spécifiquement choisi pour combler le manque de données à propos de la toxicité pour le sol et les organismes vivant dans les sédiments et de la toxicité pour les organismes terrestres liée à l'inhalation. Ce choix d'analogue est justifiable parce que les valeurs de propriété physique et chimique du DEP sont comparables à celles du DMP (c.-à-dire, valeurs du logK_oe de 1,47 pour le DMP et de 2,51 pour le DEP), et les deux substances ont le même mode d'action non spécifique (narcotique). D'autres renseignements à propos de la justification écologique de la sélection de cet analogue sont fournis dans une annexe de l'approche visant à prendre en considération les risques cumulés des phtalates (Environnement Canada et Santé Canada, 2015). L'identité de la substance DEP est indiquée ci-dessous.

L'applicabilité des modèles QSAR a été déterminée au cas par cas.

Dans le cas de l'évaluation des effets sur la santé humaine, le même analogue (DEP) a été sélectionné pour la lecture croisée. Les renseignements sur la sélection de cet analogue se trouvent dans l'étude de Santé Canada (2015a).

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Les propriétés physiques et chimiques déterminent les caractéristiques globales d'une substance et sont utilisées pour établir si une substance donnée convient à un type d'application particulier. Ces propriétés jouent un rôle clé dans la détermination du devenir des substances dans l'environnement (y compris leur potentiel de transport sur une grande distance), ainsi que dans leur toxicité pour les organismes humains et non humains.

Un résumé des propriétés physiques et chimiques du DMP est présenté dans le tableau3-1. Lorsque les renseignements expérimentaux sur une propriété étaient limités ou inexistants, les données des modèles QSAR ont été utilisées pour générer les valeurs prédites pour la substance. On a examiné des études expérimentales clés d'un œil critique afin d'en évaluer la validité, et ces évaluations (sommaires de rigueur d'étude) sont disponibles dans un document d'Environnement Canada (2015).

Des modèles fondés sur les relations quantitatives structure-activité (QSAR) ont été utilisés afin de générer des données sur certaines des propriétés physiques et chimiques du DMP, notamment la constante de la loi de Henry. Ces modèles sont principalement fondés sur des méthodes d'addition de fragments, c'est-à-dire qu'ils additionnent les contributions des fragments sous-structuraux d'une molécule pour faire des prédictions concernant une propriété ou un indicateur de résultat. La plupart de ces modèles s'appuient sur la forme neutre d'un produit chimique comme donnée d'entrée, et cette approche convient aux phtalates puisqu'ils existent sous forme de substances neutres (non ionisées) dans l'environnement.

D'après les valeurs des propriétés physiochimiques expérimentales et modélisées, le DMP est un liquide huileux à la température ambiante et il possède une forte hydrosolubilité, une pression de vapeur modérée, un faible coefficient de partage octanol-eau (K_oe) et un faible rapport de distribution carbone organique-eau (K_co).

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Le DMP n'est pas présent dans l'environnement à l'état naturel. Dans certaines conditions, des phtalates de masse moléculaire élevée, lorsqu'ils sont métabolisés ou biodégradés, peuvent être une source de DMP dans l'environnement. L'étude de Hashizume etal. (2002) s'est penchée sur la biodégradation des phtalates dans l'eau de rivière, et par des microbes isolés de l'eau des rivières, et ont observé qu'à mesure que le DEP et le DEHP se dégradaient, du DMP était produit. Du DMP était également produit à partir du DBP dans la solution d'enzyme brute utilisée par les auteurs. Par contre, il est généralement reconnu que la déméthylation des chaînes alkyle pour dégrader les phtalates à chaîne longue en phtalates à chaîne courte n'est pas une voie de dégradation importante dans le milieu naturel.

Une enquête sur l'industrie, faite conformément à l'article71 de la LCPE1999, a été menée en 2013 afin d'obtenir des données sur les quantités commerciales des substances du groupe des phtalates au Canada (Canada, 2013). Les résultats de l'enquête sur l'industrie réalisée en 2012 en vertu de l'article71 indiquent que le DMP a été importé au Canada en quantités allant de 10000 à 100000kg en 2012 (Environnement Canada, 2014). En raison de la nature ciblée de l'enquête, il est possible que les quantités utilisées déclarées ne représentent pas toutes les utilisations au Canada.

Aux États-Unis, les volumes de production nationale combinés de DMP étaient déclarés par l'intermédiaire du Inventory Update Reporting (IUR) entre 1986 et 2002 (US EPA, 2014ab). D'après les renseignements non confidentiels, l'utilisation du DMP oscillait entre plus de 4536tonnes et 22680tonnes en 2002. En 2006, la plage rapportée était également de 4536tonnes à moins de 22680tonnes (US EPA, 2014ab).

Des volumes de production/d'utilisation de 10000 à 100000tonnes par année ont été signalées par les inscrits en vertu de l'initiative REACH de l'Union européenne (Agence européenne des produits chimiques, 2014). De plus, on a établi que le DMP était un produit chimique à volume de production élevé en Europe (ESIS, 2014).

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D’après les résultats d’une enquête sur le secteur réalisée conformément à l’article71 de la LCPE1999, le DMP a des applications dans la production de peintures, de revêtements, d’adhésifs et de scellants (Environnement Canada, 2014a). Il sert également de plastifiant dans la fabrication de matériaux de construction (Environnement Canada, 2014a). Selon les documents présentés en réaction à l’enquête relative à l’article71, moins de 1000kg de DMP ont été utilisés au Canada en 2012.

Le DMP peut être utilisé en tant que solvant ou plastifiant pour des compositions de nitrate de cellulose, d'acétate de cellulose et d'acétobutyrate de cellulose (NICNAS, 2008). Il s'agit également d'un plastifiant pour les revêtements et les mélanges à mouler de cellulose, et on a déclaré l'avoir utilisé comme plastifiant auxiliaire pour les revêtements de surface (Valspar, 2011). Il peut également avoir des applications comme inhibiteur et stabilisateur dans le peroxyde (Cheminfo, 2013; Agence européenne des produits chimiques, 2014). Il se peut qu'il soit utilisé dans des explosifs ou en tant que produit chimique de laboratoire (Cheminfo, 2013; NICNAS, 2008; Agence européenne des produits chimiques, 2014).

Le DMP figure dans la Compilation of Ingredients Used in Cosmetics in the United States et est réputé pour avoir des utilisations en tant que solvant, plastifiant et ingrédient de parfum dans les cosmétiques (Cheminfo, 2013; Bailey, 2011). Plus particulièrement, il est possible que le DMP soit utilisé dans des crèmes, des parfums, des vernis à ongles, des déodorants, des poudres pour le visage et des fonds de teint, des savons de bain et des détergents, des lotions après-rasage, des laques pour les cheveux et des shampoings (Versar et SRC, 2011; Ash and Ash, 2003; Cheminfo, 2013). Parmi les produits de soins pour les cheveux contenant du DMP, on compte les laques (laques en aérosol), les produits capillaires, les vaporisateurs de colorant capillaire en aérosol, les revitalisants, les toniques, les cires, les gels coiffants, les produits de soins personnels/pour les cheveux et les produits de rinçage avec colorant (Comité d'experts du CIR, 2003; Liebert, 1985; Agence européenne des produits chimiques, 2014). Le DMP peut également être utilisé en tant que base de parfum pour les produits de nettoyage de la maison (NICNAS, 2008; Comité scientifique des produits de consommation, 2007).

Le DMP peut aussi être utilisé dans des peintures, des revêtements, des diluants, des enduits de décapant, des mastics, des plâtres, de l'argile à modeler, des peintures au doigt, des scellants, des polis, des mélanges de cire, des vernis et des adhésifs (NICNAS, 2008; Versar et SRC, 2011; Ash and Ash, 2003; Agence européenne des produits chimiques, 2014). De plus, on retrouve du DMP dans des peintures et des revêtements qui ne sont pas conçus pour des produits destinés aux enfants (US EPA IUR, 2014).

Pour ce qui est des articles fabriqués, le DMP peut être utilisé pour produire des articles/produits de mousse plastique, des produits de caoutchouc et de plastique (destinés aux enfants), des articles de papier, des articles de bois, des piles électriques, des accumulateurs, des appareils mécaniques et des articles électriques/électroniques (US EPA IUR, 2014; Agence européenne des produits chimiques, 2014). Le DMP a aussi des utilisations dans les tissus, les textiles et les vêtements (Agence européenne des produits chimiques, 2014). De plus, du DMP a été détecté dans des casques d'écoute ainsi que dans des jouets et produits pour enfants fabriqués avec de la mousse de plastique (Agence de protection environnementale du Danemark, 2006e, 2008d).

Dans le secteur alimentaire, le DMP est un solvant pour des adjuvants dans les polyesters à chaînes transversales en contact avec les aliments et un adhésif d'emballage alimentaire, en plus de se trouver dans les emballages alimentaires en acrylique (Ash and Ash, 2003). Aussi, le DMP peut avoir des applications dans la production de produits pharmaceutiques (Agence européenne des produits chimiques, 2014).

Le DMP peut également avoir des applications dans des insecticides et des pesticides (NICNAS, 2008; Ash and Ash, 2003; Versar et SRC, 2011). Le DMP est enregistré comme formulant dans des produits de lutte antiparasitaire enregistrés au Canada (courriel de janvier2015 de l'ARLA, Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, sans référence).

Finalement, le DMP peut être utilisé en tant qu'excipient dans des produits pharmaceutiques et figure dans la liste des ingrédients inactifs de la US Food and Drug Administration (FDA) (FDA, 2014). Le DMP ne figure pas dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques, la base de données interne des ingrédients non médicinaux de la Direction des produits thérapeutiques ou la Base de données des produits de santé naturels hom*ologués à titre d'ingrédient médicinal ou non médicinal présent dans des produits pharmaceutiques finaux, des médicaments vétérinaires ou des produits de santé naturelle au Canada (BDPP, 2014; BDIPSN, 2014; BDPSNH, 2014; courriel de septembre2014 de la Direction des produits thérapeutiques, Santé Canada au Bureau de la gestion du risque, Santé Canada).

Le DMP figure sur la liste des ingrédients interdits et d'usage restreint (mieux connus sous le nom de Liste critique des ingrédients des cosmétiques ou simplement la Liste critique), un outil administratif que Santé Canada utilise pour communiquer aux fabricants et aux autres parties intéressées que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent contrevenir à l'interdiction générale se trouvant à l'article16 de la Loi sur les aliments et drogues ou à une disposition du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2011). Selon les avis présentés en vertu du Règlement sur les cosmétiques de Santé Canada, la présence du DMP a été déclarée dans trois produits, mais tous les avis ont été faits avant 2008 (courriel de septembre2014 de la Direction de la Sécurité des produits de consommation [DSPC], Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada).

Finalement, on a signalé que le DMP est utilisé dans les emballages alimentaires, où il est un plastifiant dans la fabrication de réservoirs de fibre de verre destinés à contenir l'eau à des fins de nettoyage et de lavage des plantes alimentaires (courriel de septembre2014 de la Direction des aliments, Santé Canada au Bureau de la gestion du risque, Santé Canada, sans référence).

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En réaction à l'enquête relative à l'article71 pour 2012, une entreprise du secteur de la peinture et des revêtements a signalé des rejets de DMP de 2kg dans l'air (Environnement Canada, 2014). La fabrication et l'utilisation de revêtements industriels et de matériaux d'étanchéité peuvent donner lieu à des rejets dans l'eau et, éventuellement, dans l'air, par la pulvérisation de revêtements. De nombreuses déclarations produites en vertu de l'article71 indiquent qu'il n'y a pas de rejets, que les rejets sont indéterminés ou que des déchets sont transportés à des installations hors site aux fins d'élimination. Cependant, comme la majorité des entreprises ne semblent pas mesurer les rejets, ceux qui proviennent d'installations industrielles ne sont pas bien quantifiés. Il est possible que les rejets soient traités par des systèmes de traitement des eaux usées sur place ou hors site.^{Note de bas de page[4]} En vertu du programme de l'Inventaire national de rejets de polluants (INRP), une entreprise de Toronto qui utilise des peintures et des revêtements a déclaré des rejets de DMP de 1300kg dans l'atmosphère en air 2013 (NPRI 1995-).

Compte tenu des utilisations du DMP énoncées ci-dessus, d'autres situations de rejets sont possibles. Par exemple, l'élimination des produits de soins personnels et des cosmétiques contenant du DMP dans des tuyaux d'évacuation entraînerait probablement des rejets dans les systèmes de traitement des eaux usées.

Des rejets de DMP pourraient se produire dans les effluents des systèmes de traitement des eaux usées sur place et hors site. Lors du traitement d'eaux usées contenant des phtalates, l'absorption et la biotransformation sont les processus clés de l'élimination/la dégradation responsables de la réduction des phtalates dans les effluents des systèmes de traitement. L'importance de l'absorption et, par conséquent, de l'élimination par sorption des boues, s'accroît avec l'augmentation de la masse moléculaire et du caractère lipophile de la substance (Clara etal., 2010). Comme le coefficient de partage octanol-eau (logKoe) du DMP est faible, on pourrait s'attendre à une absorption limitée par sorption des boues. De fait, dans l'un des systèmes de traitement des eaux usées inspectés (Clara etal., 2010), le taux d'absorption n'était que de 3,4%. Le processus d'élimination clé du DMP, durant le traitement des eaux usées, est la biotransformation. Des études montrent que des taux d'élimination élevés (biotransformation) du DMP peuvent être atteints durant le traitement des eaux usées. Par exemple, selon une étude de l'efficacité des processus d'élimination dans des usines de traitement des eaux usées aux États-Unis (Deblonde etal., 2011), la concentration moyenne du DMP dans l'influent était de 1,5µg/l, la concentration moyenne dans l'effluent était de 0,038µg/l, et le taux d'élimination était de 97,5%. Selon ces études, on peut donc s'attendre à de faible taux de rejets de DMP dans le plan d'eau récepteur en provenance de l'effluent du système de traitement des eaux usées.

D'autres rejets possibles de DMP pourraient découler du reconditionnement des conteneurs et des camions de transport, de la migration de produits de plastique ainsi que du lavage de planchers et de revêtements muraux contenant des phtalates. Le lessivage du DMP provenant de produits de plastique dans des sites d'enfouissem*nt pourrait survenir, mais ce scénario n'a pas été évalué dans le présent rapport.

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La demi-vie estimée du DMP dans l'air est de 9,32jours (voir Persistance dans l'environnement, section7.2). Cette demi-vie relativement longue, conjuguée à la répartition de la substance dans l'air lorsqu'elle est rejetée dans ce milieu (tableau7-1), porte à croire que le DMP présente un potentiel de transport sur de grandes distances (PTGD) vers des régions éloignées de la source des rejets.

On a utilisé le modèle de transport et de persistance de niveauIII (TaPL3, 2000) pour estimer la distance de transport caractéristique (DTC) du DMP, définie comme la distance maximale parcourue dans l'air par 63% de la substance. Beyer etal. (2000) ont proposé que des DTC de plus de 2000km représentent un PTGD élevé, une distance comprise entre 700 et 2000km correspondrait à un PTGD modéré et une distance de moins de 700km correspondrait à un faible PTGD. Selon l'estimation de la DTC de 668km, le PTGD du DMP est jugé faible, à la limite de modéré. Ainsi, on ne prévoit pas que le DMP soit transporté dans l'atmosphère sur de grandes distances de la source d'émission.

Le modèle de dépistage des polluants organiques persistants (POP) de l'OCDE peut également être utilisé pour identifier les produits chimiques à fort potentiel de persistance et de transport sur de grandes distances (Scheringer etal., 2006). Le modèle de l'OCDE est un modèle mondial qui compartimente la Terre en air, eau et sol. Ce modèle est «axé sur le transport» plutôt que sur une «cible», car il établit simplement la DTC sans préciser l'endroit où une substance peut être transportée (Fenner etal., 2005). Klasmeier etal., (2006) ont laissé entendre qu'un seuil de 5098km, fondé sur l'estimation de la DTC du modèle pour le PCB-180, permettrait d'identifier des substances ayant un fort potentiel de transport sur de grandes distances. On sait de façon empirique que l'on trouve du PCB-180 dans des régions éloignées. La DTC calculée pour le DMP à l'aide du modèle de l'OCDE est de 1670km, ce qui indique que le DMP présente un certain potentiel de transport dans l'air, même s'il se situe sous la limite suggérée pour les polluants mondiaux par Klasmeier etal., (2006). Le modèle de dépistage des POP de l'OCDE permet également de calculer l'efficacité du transfert (ET), qui correspond au pourcentage du flux des émissions vers l'atmosphère déposé à la surface (eau et sol) dans une région éloignée (%ET = D/E × 100, où E est le flux des émissions vers l'atmosphère et D, le flux du dépôt sur les milieux en surface dans une région cible). L'ET calculée pour le DMP était de 4,75%, ce qui est supérieur à la limite de 2,248% (PCB-28) établie pour les substances de référence du modèle dont on sait de manière empirique qu'elles sont déposées. Une ET élevée signifie que le DMP présente un potentiel élevé de se déposer de l'air à l'eau ou au sol dans des régions éloignées de la source des rejets. Ce résultat est conforme à la modélisation de la fugacité de niveauIII (EQC,2003) qui prévoit qu'environ 86% du DMP rejeté dans l'air seront ensuite répartis dans l'eau et le sol (voir tableau7-1).

En outre, les valeurs logK_oa et logK_aemodélisées pour le DMP, soit 6,69 (KOAWIN, 2010) et -5,1 (selon HENRYWIN, 2011), respectivement, portent également à croire que le DMP présente un faible potentiel de contamination de l'Arctique (PCA) s'il est examiné à l'aide des parcelles de partage chimique décrites par Wania (2003, 2006).

Les concentrations de DMP mesurées dans le biote de la baie d'Hudson (Morin, 2003) ainsi que dans l'air et l'eau de l'Arctique norvégien laissent entendre que la possibilité de transport à grande distance des DMP existe (voir ci-dessous, sous-section9.1).

Le DMP est persistant dans l'air, mais il ne l'est pas dans l'eau, le sol et les sédiments. La tension de vapeur modérée et le coefficient de partage à l'équilibre (PE) du DMP laissent croire qu'un pourcentage significatif de DMP rejeté sera réparti dans l'air. L'hydrosolubilité relativement élevée du DMP, comparativement aux phtalates à chaîne moyenne et à longue chaîne, et le coefficient PE indiquent que le DMP rejeté dans l'eau demeurera en grande partie dans ce milieu.

Quelques mécanismes de biodégradation des phtalates ont été proposés, dont la déestérification et la déméthylation. Les mécanismes semblent liés à l'organisme précis qui est présent. Par exemple, Babu et Wu (2010) ont constaté que les mécanismes de dégradation dans les cyanobactéries diffèrent de ceux dans les microbes dans le sol. Une discussion approfondie des mécanismes de biodégradation pour les phtalates se trouve sur un document d'Environnement Canada (2015a).

Selon les résultats de la modélisation, le DMP est persistant dans l'air, avec une demi-vie prévue de 9,32jours pour l'oxydation atmosphérique (AOPWIN, 2010).

La demi-vie dans l'environnement pour l'hydrolyse du DMP est de 2,8ans (HYDROWIN, 2008) à un pH de7. On peut conclure que l'hydrolyse dans l'environnement est peu susceptible de constituer un mécanisme de dégradation important pour le DMP dans des conditions environnementales ordinaires. Il faut cependant souligner que le DMP est hydrolysé rapidement au sein d'organismes (Lake etal. 1977; Rowland etal. 1977, White etal. 1980).

Des données empiriques concernant la biodégradation du DMP sont présentées à l'annexeA. Des études ont révélé que les phtalates sont biodégradés par les bactéries, les champignons et les algues (Zeng etal. 2004).

La biodégradabilité immédiate du DMP a été déterminée par un test similaire à la technique de dépistage dans un flacon de culture statique de Bunch et Chambers (1967), utilisant une eau de dilution avec demande biochimique d'oxygène (BOD) comme milieu synthétique. Dans cette étude (Tabak etal., 1981), les auteurs ont utilisé la chromatographie gazeuse (CG) ainsi que les techniques d'analyse du carbone organique dissous (COD) et du carbone organique total (COT) pour déterminer l'étendue de la biodégradation. Ils ont observé une biodégradation complète (100%) du DMP après 7jours dans les trois sous-cultures et pour les deux concentrations de DMP analysées (5 et 10mg/l).

Les résultats de test de biodégradation du DMP dans des eaux fluviales sont partagés. Furtmann (1994) signale que le DMP présent dans des échantillons prélevés dans le Rhin et la rivière Emscher, en Allemagne, ont fait l'objet d'une biodégradation primaire rapide à une température de 20°C. À 4°C, la dégradation a été retardée de trois à quatre jours. L'ajout d'azoture de sodium (un poison bactériostatique pour la cytochrome oxydase dans les mitochondries) a eu pour effet d'interrompre les processus de dégradation. Hashizume etal. (2002), cependant, ont obtenu des résultats quelque peu différents lors d'une étude de la biodégradation des phtalates, dont le DMP, dans des eaux de surface de rivières situées dans des régions urbaines du Japon. Ils ont constaté des dégradations du DMP de 49,3% et de 100% après 7jours dans des échantillons de la rivière Tempaku prélevés à deux endroits différents, et ont constaté que les isolats des eaux de rivière ne dégradaient aucunement le DMP en 7jours. La biodégradation dans les eaux de surface peut varier d'un plan d'eau à l'autre pour une même substance, en partie en raison des différences de concentrations de matière en suspension (Banerjee etal., 1984). Cette variation pourrait également être due aux différences d'efficacité de l'inoculum. Il est peu probable que les différences de concentrations de matière en suspension produisent un effet sur la biodégradation du DMP dans l'eau de surface, car le coefficient de partage carbone organique-eau (K_co) du DMP est faible et parce que la substance ne devrait pas s'agglomérer avec la matière en suspension de façon significative.

Des demi-vies relativement courtes (de 1,9 à 2,5jours) ont été signalées pour le DMP avec des organismes adaptés au sédiment/à l'eau (Kickham etal., 2012; Sugatt etal., 1984), mais des périodes de dégradation plus longues ont été signalées pour le DMP dans les sédiments marins (11,8jours) (Peng et Li, 2012).

Les données concernant la biodégradation du DMP dans le sol dans des conditions aérobies indiquent que la bactérie Pseudomonas fluorescens FS1 a un effet manifeste sur les vitesses de biodégradation; la demi-vie du DMP varie entre 6et 10heures (Zeng etal., 2004). Wang etal., (2004) ont constaté que le DMP se dégradait rapidement dans le sol bioaugmenté avec de la boue activée acclimatée, et qu'il affichait une demi-vie de 2,29jours et une élimination complète (100%) en moins de 15jours. Ce n'est pas explicité dans ces études, mais les demi-vies et la vitesse d'élimination citées sont probablement celles de la dégradation primaire.

Wang etal., (1996) ont constaté que l'utilisation de boues d'épuration activées acclimatées avait entraîné l'élimination rapide du DMP, avec une demi-vie de 21heures. Lors d'un essai de dégagement de CO2 par agitation en flacon, Sugatt etal., (1984) ont constaté une biodégradation de 86% après 28jours, ce qui indique que le DMP peut être biodégradé rapidement. Les auteurs de l'étude ont également observé une biodégradation primaire supérieure à 99% et une demi-vie de 1,9jour. L'extrapolation des résultats d'un tel essai à des systèmes d'eau naturelle requiert la prise en compte de facteurs comme l'effet des conditions environnementales sur le processus d'acclimatation.

Babu et Wu (2010) ont constaté que certains phtalates, dont le DMP, stimulent la croissance de la cyanobactérie Anabaena flos-aquae. Les auteurs indiquent que, comparativement aux algues vertes étudiées par Hai et Yun-zia (1998), la cyanobactérie évaluée dans leur étude a grandement accéléré le processus de biodégradation du DMP.

La cinétique de la biodégradation du DMP a été évaluée à l'aide de la bactérie Pseudomonas fluorescens FS1 et des boues activées dans une usine pétrochimique (Zeng etal., 2004). Les auteurs ont constaté que la biodégradation était conforme à la cinétique de premier ordre et que la demi-vie de la biodégradation était de 6,38heures à une concentration initiale de 100mg/l et à une température comprise entre 20et35°C. Ils ont également constaté un ralentissem*nt considérable de la vitesse de la biodégradation à des températures plus basses (p.ex., 10°C) et à des températures au-dessus de 35°C. Battersby et Wilson (1989) ont étudié le potentiel final de dégradation de 77produits chimiques organiques, dont le DMP, avec des boues digérées par voie anaérobie provenant du Royaume-Uni. La dégradation a été évaluée du point de vue de la production de gaz nette (PGN) (CH4 et CO2), exprimée en pourcentage de la production de gaz théorique (PGTh). La mesure de la PGN constitue une évaluation du potentiel de biodégradation anaérobie dans des conditions méthanogènes. Les auteurs ont observé que, après une période de latence (adaptation) de 16jours, la PGN du DMP était de 41 ± 8,3% de la PGTh, ce qui signifie que le DMP sera probablement biodégradé dans un milieu de digestion anaérobie. Wang etal., (2000) ont également étudié la biodégradation du DMP dans des conditions anaérobies et ont observé une dégradation rapide du DMP (une élimination supérieure à 90% en moins de 4jours).

Même s'il existe des preuves de la biodégradation rapide du DMP, des questions demeurent concernant la minéralisation complète de certains esters phtaliques dialcoylés (DPE) dans l'environnement, et ce, principalement parce que les recherches ont été limitées à la réduction de la concentration chimique initiale et ne portaient pas sur la minéralisation complète des esters phtaliques dialcoylés.

Les données empiriques sur la biodégradation, qu'il s'agisse de la biodégradation immédiate ou d'autres essais, montrent que la biodégradation du DMP varie de 0à100% au cours d'un certain nombre d'heures. Les données empiriques sont résumées à l'annexeA. Le poids des preuves expérimentales et modélisées indique que le DMP est facilement dégradable.

Il n'existe pas beaucoup de données sur la bioconcentration du DMP. Dans Barrows et al. 1980, un BCF de 57 a été signalé pour le crapet arlequin. Bien que la période d'exposition était de 28 jours, l'équilibre a été obtenu au bout de 7 jours.

La fiabilité de certaines études de FBC est douteuse. Par exemple, Wofford etal., (1981) font part d'un FBC de 6,0 pour le mené tête-de-mouton, mais la période d'exposition n'était que de 24heures et le tissu pris en compte pour la bioaccumulation n'est pas mentionné.

Un FBC maximal de 162l/kg a été atteint pour l'algue Chlorella pyrenoidosa en 24heures (Yan etal., 1995). Les algues ont été cultivées à 24°C dans des flacons de 100ml contenant 25ml d'une solution de milieu de culture avec phtalates, et la concentration de DMP mise à l'essai était de 100mg/l. La biodégradation du DMP a eu une incidence sur les taux de bioconcentration, tandis que la densité des cellules algaires et le rythme de croissance des cellules ont eu une incidence sur la biodégradation du DMP. La fiabilité de cette étude est douteuse, car ni la source ni le degré de pureté du DMP utilisé n'ont été mentionnés.

Les données concernant la bioconcentration du DMP dans des organismes aquatiques sont présentées dans un document d'Environnement Canada (2015a).

Les données expérimentales sur le FBA indiquent que le DMP possède un potentiel de bioaccumulation très faible. Dans une étude réalisée par Ge etal. (2011), des tilapias (Oreochromis spp.) ont reçu une dose unique de 20mg de DMP par kg de poids corporel par voie orale pour que l'on évalue l'absorption et les résidus dans les tissus à deux températures d'eau différentes (18et 28°C). Les concentrations de DMP dans les divers tissus ont été indiquées. On a calculé les facteurs de bioaccumulation (Intrinsik, 2013) en divisant les concentrations dans les tissus par la dose administrée (20mg/kg). Dans l'étude, les concentrations ont été mesurées à différents intervalles de temps, mais, aux fins du calcul des FBA, ce sont les concentrations mesurées lors du dernier échantillonnage (360h) qui ont été utilisées. Les FBA calculés dans l'étude pour chacun des types de tissus étaient tous inférieurs à 1, ce qui semblerait indiquer un potentiel d'accumulation limité.

Selon les études sur le terrain, le DMP a un potentiel de bioaccumulation plus élevé que son logK_oe semble indiquer. Par exemple, le FBA estimé pour le chabot (exprimé en par rapport à la teneur en lipides), si on se base sur un logK_oe de 1,78, est de 70,4, alors que le FBA observé (exprimé par rapport à la teneur en lipides) est de 19000 (Gobas etal., 2003). Le FBA élevé du DMP pourrait s'expliquer par le grand déséquilibre entre les sédiments et l'eau surjacente; le contact entre les organismes et les sédiments (p.ex., les chabots qui s'enfouissent dans les sédiments) pourrait élever leur charge corporelle de DMP au-delà du taux d'absorption dans l'eau surjacente. De plus, la capacité d'absorption par les branchies pourrait être plus élevée que ce que prédit le modèle, ou les taux métaboliques et les poids lipidiques pourraient être très différents de ceux du modèle.

Le FABS est un paramètre qui décrit la bioaccumulation de composés associés aux sédiments dans les tissus de récepteurs écologiques (Burkhard, 2009). Étant donné les capacités d'absorption différentes des lipides et du carbone organique, le point d'équilibre est représenté par une valeur de trois, puisque la capacité d'absorption du carbone organique est 0,35fois celle de l'octanol (lipides). Un FABS supérieur à trois indique par conséquent une concentration chimique plus grande dans le biote que dans les sédiments (Morin, 2003). Par ailleurs, l'American Society for Testing and Materials ([ASTM], 1997) recommande un seuil de 1,7 pour représenter les conditions d'équilibre. Un FABS dépassant des valeurs approximatives de1,7 à3 (sur une base normalisée) semble indiquer que la bioamplification augmente et que les concentrations chimiques des organismes se situent au-delà des conditions d'équilibre (un processus de bioaccumulation se produit).

Dans le cadre d'un examen de la bioaccumulation des esters phtaliques dans les réseaux trophiques marins, Gobas etal. (2003) décrivent le déséquilibre qui se produit à des degrés variables pour les esters phtaliques entre l'eau interstitielle des sédiments et l'eau surjacente. Ils ont constaté que les concentrations dans l'eau interstitielle des sédiments étaient supérieures à celles dans l'eau surjacente, ce qui entraînerait un niveau d'exposition directe plus élevé pour les organismes invertébrés vivant dans les sédiments que pour les organismes épibenthiques présents dans l'épilimnion. Mackintosh (2004) a calculé les valeurs du FABS des esters phtaliques dans huit organismes au sein du réseau trophique marin en divisant la concentration moyenne normalisée des lipides dans le biote par la concentration moyenne normalisée de carbone organique dans les sédiments. Le FABS calculé du DMP était de 0,77.

Dans le cadre d'une étude portant sur la distribution des esters phtaliques (dont le DMP) dans les mammifères, les poissons, les sédiments et l'air du côté est de la baie d'Hudson, Morin (2003) a calculé des valeurs du FABS des esters phtaliques chez le béluga (Delphinapterus leucas) et la morue polaire (Boreogadus saida). Les sédiments sont considérés comme une source d'exposition alimentaire pour le béluga, puisqu'il a recours à la succion dans sa recherche d'organismes benthiques et qu'il peut alors en ingérer (Morin, 2003). Les valeurs du FABS (normalisées pour les lipides et corrigées pour le carbone organique) ont été établies à 1,37kg carbone organique/kg lipides pour la morue polaire et à 2,29kg carbone organique/kg lipides dans le béluga. La valeur pour le béluga indique une capacité de bioaccumulation du DMP. Cependant, les valeurs du FABS pour la morue polaire, qui sont près de l'unité, donnent à penser que l'exposition par l'alimentation ne contribue pas de façon importante au transfert trophique du DMP et à l'accumulation dans l'environnement par la chaîne trophique.

Les valeurs du FABS ont été calculées d'après les concentrations dans des poissons et des échantillons de sédiments provenant de 17rivières à Taïwan. Les valeurs du FABS pour le DMP ont été présentées sous forme de graphique et variaient entre 0,05 et 1,2 dans quatre espèces de poissons (Huang etal., 2008), ce qui indique également de faibles niveaux d'accumulation.

Le modèle FBCFBA (EPI Suite 2000-2008) prédit, pour la biotransformation se rapportant au niveau trophique intermédiaire, un FBC et un FBA de 2065 pour les poissons.

Aucune donnée empirique n'était disponible pour l'absorption du DMP présent dans l'air, l'eau ou le sol par les plantes ou les autres organismes terrestres. Cependant, Morin (2003) a trouvé un facteur de bioaccumulation air-biote (par rapport à la teneur en lipides) pour les bélugas de 7,66, ce qui indique que l'exposition à l'air contribue davantage à la bioaccumulation du DMP que l'exposition alimentaire.

Il y a peu d'études dans lesquelles on trouve des mesures de la bioamplification du DMP.

Dans des systèmes aquatiques (le côté est de la baie d'Hudson), Morin (2003) a trouvé un facteur de bioamplification en poids humide de 12,3 pour les bélugas et un facteur de bioamplification par rapport à la teneur en lipides de 1,67. Toutefois, il a été déterminé que le résultat du facteur de bioamplification par rapport à la teneur en lipides n'était pas statistiquement différent de 1,0, ce qui indique que le potentiel de bioamplification dans les bélugas est faible. Ces conclusions s'expliquent par: la similitude des positions dans la chaîne trophique de la proie (morue: 3,6) et du prédateur (béluga: 3,9), la transformation métabolique et les habitudes alimentaires des bélugas échantillonnés.

Aucune donnée mesurée n'était disponible pour la bioamplification des phtalates dans les écosystèmes terrestres. Toute l'information disponible indique que la bioaccumulation dans les réseaux trophiques, c'est-à-dire la bioamplification, des phtalates ne se produit pas (Gobas etal., 2003).

Sommaire du devenir et du comportement dans l'environnement

Du DMP pourrait être rejeté dans le cours d'activités industrielles et, éventuellement, par le biais d'une utilisation par les consommateurs, et ce, principalement dans l'air et dans des systèmes de prétraitement d'eaux usées. Les phtalates comme le DMP ne sont pas chimiquement liés à la matrice polymère. Ils peuvent donc migrer lentement vers la surface des produits, et, ensuite, entrer dans l'environnement. Le DMP rejeté dans l'air se déposera au sol et, dans une moindre proportion, demeurera dans l'air pour ensuite se déposer dans l'eau. Le DMP rejeté dans des systèmes de prétraitement des eaux usées subira probablement le traitement appliqué aux eaux usées dans des installations sur place ou hors site. Le DMP se biodégrade rapidement et ne devrait pas être récalcitrant dans l'environnement. La dégradation peut être légèrement ralentie dans des conditions anaérobies, ce qui augmente la durée d'exposition des organismes. De plus, l'utilisation de quantités modérées de DMP, y compris dans des produits de consommation, indique que les rejets dans l'environnement et, par conséquent, l'exposition se produit de manière continue. D'après l'information concernant les rejets et la répartition prévue dans l'environnement, c'est chez les organismes vivant dans les sols et les organismes aquatiques que l'exposition au DMP devrait être la plus élevée. La biodégradation rapide du DMP indique que l'exposition sera plus importante pour les organismes vivant près des sites de rejet; les concentrations dans l'environnement devraient diminuer avec la distance du point de rejet, bien que la possibilité de transport sur de grandes distances existe. L'hydrosolubilité relativement élevée du DMP indique que l'exposition se produira principalement par un contact direct avec le milieu environnant plutôt que par l'alimentation. Les données empiriques et modélisées montrent que le DMP possède un potentiel de bioaccumulation et de bioamplification faible, principalement en raison de la haute capacité de biotransformation.

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Les données empiriques concernant la toxicité en milieu aquatique pour le DMP sont résumées à l'annexeB. Le DMP présente une faible toxicité pour les organismes aquatiques, ce qui concorde avec son faible potentiel de bioaccumulation. Les poissons sont plus sensibles que les algues, tandis que la réponse toxicologique est plus variée chez les invertébrés. Dans de nombreux cas, aucune donnée sur la concentration minimale avec effet observé (CMEO) n'était disponible en raison de l'absence de toxicité aux doses d'essai les plus élevées. Les données sur la toxicité aiguë pour les poissons, les invertébrés et les plantes indiquent que le DMP présente une faible toxicité pour les organismes aquatiques et terrestres (CL₅₀ ou CE₅₀ supérieur(e) u égal(e) à 1mg/l ou supérieur(e) u égal(e) à 500mg/kg p.c., respectivement). Les données sur la toxicité chronique pour les poissons, les plantes et les invertébrés aquatiques indiquent également que la toxicité du DMP est relativement faible (CSEO supérieur(e) u égal(e) à 0,1mg/l).

La faible toxicité du DMP s'explique en partie par le partage à l'équilibre et le métabolisme, ce qui signifie que les niveaux de résidu corporel critique (RCC) ne peuvent être atteints. De plus, une comparaison des relations quantitatives structure-activité (QSAR) spécifiques des espèces renforce l'hypothèse voulant que la biotransformation soit importante pour expliquer les différents niveaux de toxicité entre les espèces. Une étude menée en 1995 (Jaworska etal.) indique une forte corrélation positive entre la toxicité excessive et le taux d'hydrolyse, ce qui explique pourquoi les poissons, qui affichent des taux d'hydrolyse in vivo plus élevés que les algues, sont plus sensibles au DMP que les algues.

Oehlmann etal. (2009) laissent entendre que les phtalates à faible masse moléculaire (p.ex., le DMP) utilisent probablement la narcose non polaire comme mode d'action. Cette hypothèse repose sur la corrélation positive qui existe entre les données sur la toxicité et les valeurs logKoe. Cependant, Adams etal. (1995) affirment que les phtalates à faible masse moléculaire, comme le DMP, semblent avoir un niveau de toxicité supérieur par rapport aux narcotiques organiques neutres non spécifiques. Ils seraient ainsi classés comme des narcotiques polaires ou des composés ayant un mode d'action reposant sur une «réactivité indéterminée» comme le mode d'action des esters. Les deux sont légèrement supérieurs à la référence non polaire, mais ils se chevauchent également. De plus, Parkerton et Konkel (2000) indiquent que le mode d'action principal des phtalates, dont le DMP, serait la narcose polaire. Les auteurs énoncent également que les résidus corporels critiques (RCC) estimés pour la substance d'origine et les métabolites se situaient dans la plage des narcotiques non polaires (c.-à-d. la toxicité de référence), ce qui laisse croire que les métabolites des esters phtaliques joueraient un rôle dans la réponse toxique (Parkerton and Konkel, 2000). Si les métabolites formés sont composés d'un phénol et d'un acide, le premier contribue au mode d'action polaire, tandis que le deuxième contribue au mode d'action non polaire.

Le DMP est peu toxique pour les algues vertes (Desmodesmus subspicatus et Pseudokirchneriella subcapitata), avec une CE₅₀ (taux de croissance) de 260mg/l après 72heures pour Desmodesmus subspicatus (ECHA, c2007-2013). La faible toxicité du DMP pour les algues peut également être observée chez d'autres espèces: une CE₅₀ (diminution du nombre de cellules) de 142mg/l après 96heures a été signalée pour Pseudokirchneriella subcapitata (Adams etal., 1996), et une CE₅₀ (croissance) de 313mg/l après 96heures pour Chlorella pyrenoidosa (Yan etal., 1995).

Un des programmes d'essai les plus complets pour la toxicité aiguë des phtalates a été mené par Adams etal.(1995). Ces chercheurs ont réalisé des études de la toxicité statique au cours desquelles la puce d'eau (Daphnia magna), le moucheron (Paratanytarsus parthenogenetica) et le mysidacé (Americamysis bahia) ont été exposés à 14esters phtaliques commerciaux, dont le DMP. Si l'Agence européenne des produits chimiques (ECHA) a qualifié l'étude de fiable sans restriction, il est bon de noter que les tests étaient statiques et que le DMP présente un potentiel élevé de biodégradation dans l'eau. Les calculs des valeurs CE₅₀ ou CL₅₀ ont été effectués pour le DMP pour diverses espèces d'invertébrés, et les résultats varient entre une CE₅₀ pour l'immobilisation de 45,9mg/l (D.magna) après 48heures et des CL₅₀ de 68,6mg/l (mysidacé) et de 377mg/l (moucheron) après 96heures (Adams etal., 1995). Les valeurs CSEO indiquées pour l'immobilisation chez ces trois espèces étaient de inférieur(e) à 23,5mg/l, 22,2mg/l et inférieur(e) à 100mg/l, respectivement, ce qui semble indiquer un niveau de toxicité relativement faible associé à ce composé chez toutes les espèces étudiées (les valeurs CMEO n'ont pas été déclarées en raison d'une toxicité insuffisante). En ce qui a trait aux études de l'exposition chronique, Rhodes etal. (1995) ont exposé D.magna lors d'un essai dynamique de 21jours à divers phtalates afin d'examiner le potentiel de survie et les effets sur la reproduction. Les valeurs CSEO et CMEO pour la survie de D.magna après 21jours étaient de 9,6mg/l et de 23mg/l, respectivement. D'autres études de l'exposition chronique au DMP ont été réalisées. Par exemple, Call etal. (2001) ont rapporté une CL₅₀ après 10jours de 246mg/l de DMP pour Lumbriculus variegatus, une CL₅₀ après 10jours de 68,2mg/l de DMP pour Chironomus tentans et une CL₅₀ après 10jours de 28,1mg/l de DMP pour Hyalella azteca. Des CMEO de 1,94mg/l pour la diminution de la fertilité et de 0,0194mg/l pour la séparation chromosomique des ovocytes au cours de l'anaphase ont été rapportés pour le ver polychète (Pomatoceros lamarckii) exposé au DMP (Dixon etal., 1999; Wilson etal., 2002).

En plus des essais de toxicité standard, quelques études ont examiné les effets du DMP sur le développement d'une univalve marine, l'ormeau (Haliotis diversicolor supertexta). Liu etal. (2009) ont étudié la toxicité du DMP pour l'embryogenèse et le développement larvaire de cette espèce au moyen d'un test de toxicité sur l'embryon à deux stades de développement. Au stade de la blastula, la CE₅₀ pour le développement réduit de la blastula était de 55,71mg/l après 9heures. Après 96heures, le CSEO (réduction de la métamorphose larvaire) était de 0,020mg/l (le CMEO n'a pas été rapporté). Yang etal. (2009) ont étudié les effets toxiques du DMP et de trois autres phtalates sur l'embryogenèse et le développement larvaire des mêmes espèces que celles étudiées par Liu etal. (2009), et ont observé des CE₅₀ de 40mg/l (anomalies larvaires) et de 0,05mg/l (fixation larvaire). Zhou etal. (2011) ont étudié l'effet du DMP sur la fécondation et l'embryogenèse de l'ormeau. Ils ont constaté que les spermatozoïdes traités au DMP affichaient des diminutions de l'efficacité de la fécondation, de la morphogenèse et de l'éclosion proportionnelles à la dose administrée.

Les données présentées par Call etal. (2001), Dixon etal. (1999), Wilson etal. (2002), Liu etal. (2009) et Yang etal. (2009) soutiennent globalement la conclusion selon laquelle le DMP présente un potentiel d'effets nocifs sur les organismes aquatiques peu élevé, selon les essais de toxicité standard.

Quelques études ont fait état de CL₅₀ de DMP après 96heures pour le méné tête-de-boule (29mg/l; Adams etal., 1995), le crapet arlequin (38mg/l; ECHA, c2007-2013), la truite arc-en-ciel (56mg/l; Adams etal., 1995) et le méné tête-de-mouton (56mg/l; Adams etal., 1995). Une CL₅₀ de 121mg/l après 96heures a aussi été signalée par Adams etal. (1995) pour l'essai statique effectué sur le méné tête-de-boule; cependant, la CL₅₀ après 96heures pour l'essai dynamique réalisé sur la même espèce était de 39mg/l. Les essais dynamiques sont considérés comme étant plus fiables pour les évaluations toxicologiques. La CL₅₀ de 39mg/l concorde avec les résultats obtenus par l'USEPA (2010) pour la tête-de-boule (56mg/l) après une période d'exposition de 96heures. Cette valeur indique également que l'activité chimique du DMP se trouve dans les limites de celle de la narcose. Cet auteur a également observé des CSEO (96heures; survie) de 3,2mg/l (méné tête-de-mouton) à 38mg/l (truite arc-en-ciel) lors de l'exposition de ces espèces au DMP (Adams etal., 1995; CMEO non indiquées). D'autres études (Heitmuller etal. 1981, Linden etal. 1979) appuient l'hypothèse selon laquelle le DMP présente une faible toxicité pour les organismes aquatiques (CL50 ou CE₅₀ supérieur(e) u égal(e) à 1mg/l).

Les données disponibles sur la toxicité chronique chez les poissons étaient plus limitées. Une étude a évalué les effets chroniques liés au DMP (Rhodes etal., 1995). Pour le DMP, des CMEO et CSEO (survie, croissance et éclosivité) de 24mg/l et 11mg/l, respectivement, ont été observées à la suite d'une période d'exposition de 102jours.

Afin d'élargir la portée de leur étude, Staples etal. (2000) ont eu recours à deux méthodes pour calculer la concentration estimée sans effet (CESE) de DMP: une méthode de l'USEPA et une méthode des Pays-Bas. Celles-ci ont révélé des concentrations chroniques sans effet de 4,7mg/l (valeur chronique finale; méthode de l'US EPA) et de 3,2mg/l (HC₅; méthode des Pays-Bas) dans l'eau de surface. Ces deuxméthodes nécessitent l'évaluation de multiples espèces aquatiques et niveaux trophiques.

La valeur critique de toxicité (VCT) choisie pour représenter les effets chez les organismes aquatiques est une CL50 aiguë de 28,1mg/l pour une exposition de 10jours chez l'amphipode Hyallela azteca, tirée de Call etal. (2001). Cette étude s'est montrée fiable (voir le sommaire de rigueur d'étude dans Environnement Canada, 2015b). Un facteur d'application (FA) de 10 a été retenu puisqu'il s'agit d'une valeur aiguë et qu'il y avait des données disponibles pour plus de septespèces d'au moins troisgroupes taxonomiques. La CESE est donc de 2,81mg/l.

Plusieurs études révèlent des concentrations effectives inférieures à la VCT choisie. Rhodes etal., ont observé une CMEO de 24mg/l (exposition de 102jours) pour la diminution de la survie, de la croissance et de l'éclosion chez les truites arc-en-ciel. L'étude menée par Rhodes etal. (1995) est considérée comme fiable parce que les auteurs ont respecté les procédures d'essai normalisées et les règles de bonne pratique en laboratoire. Par contre, comme cette CMEO chronique n'est que légèrement inférieure à la CL50 aiguë de Call etal. (2001), l'application du facteur d'évaluation diminue la précision de la CESE. Cette valeur n'a donc pas été choisie comme VCT. L'utilisation d'un critère d'évaluation basé sur la régression (c.-à-d. CL50) au lieu d'un critère basé sur des essais hypothétiques (c.-à-d. CSEO ou CMEO) augmente également la certitude en matière de seuil pour les effets. De plus, chez les ormeaux, les valeurs correspondant aux effets secondaires sont inférieures (Zhou etal.2011), mais.

Les données portant sur la toxicité terrestre du DMP ont été regroupées dans un document d'Environnement Canada (2015b). Les données se rapportent uniquement à quelques espèces.

Le DMP a fait l'objet de plusieurs études montrant de faibles niveaux de toxicité chez les organismes endogés. Par exemple, Neuhauser etal. (1985) ont obtenu une CL₅₀ de 3160mg/kg pour une exposition de 14jours au DMP chez le ver de terre (endogé). Neuhauser etal. (1986) ont obtenu des CL₅₀ variant entre 1064 et 3335mg/kg pour une période de 14jours chez quatreespèces de ver (Allolobophora tuberculata, Eisenia fetida, Eudrilus eugeniae et Perionyx excavates). De plus, pour une période d'exposition au DMP de 56jours dans le fumier de cheval, les CL₁₀₀, CMEO et CSEO mesurées pour la croissance et la reproduction chez le ver de terre (Eisenia fetida) étaient de 94400mg/kg, 70800mg/kg et 47200mg/kg, respectivement (Neuhauser etal., 1985). Ces études indiquent qu'il est peu probable que le DMP soit toxique chez les vers de terre, et ce, même lorsque les concentrations dans le sol sont très élevées. Aucune donnée sur la toxicité des plantes n'a été trouvée pour le DMP.

Il n'existe aucune donnée d'essai de toxicité sur la faune sauvage pour le DMP. Il ne devrait pas y avoir d'exposition de la faune par voie aquatique parce que le DMP n'est pas susceptible de subir une bioamplification et le taux d'absorption par l'eau potable est très peu élevé.

Il existe cependant des études qui montrent la toxicité du DMP chez les mammifères tels que les rats et les souris. Au cours d'une étude de deuxans menée chez des rats (Lehman, 1955), des effets sur la croissance et sur les reins ont été observés. Les résultats de cette étude sont présentés de façon plus détaillée ci-dessous (section 9.2.3.2). (Lehman, 1955 dans NICNAS, 2008). Ces genres d'effet sont tout aussi importants pour la faune sauvage, notamment pour les mustélidés comme la loutre et le vison. Des facteurs d'échelle pour le poids corporel sont utilisés afin d'adapter les données toxicologiques aux espèces de la faune sauvage (p.ex., le vison). Le facteur d'échelle de 5,77 est utilisé pour convertir le poids corporel d'un rat en celui d'un vison (Sample etal. 1996).

Suivant l'administration orale chez les rats, le métabolite primaire du DMP détecté dans l'urine était le monométhyl phtalate (MMP) (78%). L'urine contenait également de l'acide phtalique libre (14,4%) et du DMP inchangé (8,1%) (Albro et Moore, 1974, dans NICNAS, 2008). Le méthanol et le formaldéhyde ont également été identifiés comme métabolites in vivo et in vitro.

Un nombre limité d'études se sont penchées sur la cancérogénicité potentielle du DMP chez les mammifères. Les résultats sont abordés ci-dessous (section 9.2.3.2).

Considérant le temps de séjour relativement élevé du DMP dans l'air, il est possible que la faune subisse des effets liés à l'inhalation. Aucune étude sur la toxicité par inhalation n'a été trouvée pour la faune. Cependant, il existe un certain nombre d'études sur l'inhalation menées chez des animaux d'expérience.

Dans une étude de quatremois sur la toxicité par inhalation menée chez des rats exposés à des doses de 0,68 et 1,84mg/m3 de DMP à raison de 4h/j a révélé, avec la dose élevée, des changements dans la fréquence respiratoire, une baisse de l'hémoglobine, un changement dans le nombre de globules rouges, une diminution du gain pondéral, une diurèse perturbée, une concentration urinaire de chlorure altérée et une clairance d'acide hippurique accrue (Timofievskaya etal., 1974, dans NICNAS, 2008). Les résultats de cette étude sur l'exposition par inhalation ne permettent pas de formuler des conclusions au sujet de la toxicité de l'inhalation régulière.

Les effets secondaires à la suite de l'exposition à des produits chimiques incluent des réactions moléculaires, biochimiques, cellulaires ou histologiques. Ils comprennent des effets sur la régulation génique. Les effets secondaires peuvent être utiles pour comprendre le mode d'action toxicologique ou pour agir à titre de biomarqueurs d'exposition.

Certaines données indiquent que le DMP cause des effets secondaires chez les organismes aquatiques. Par exemple, Zhou etal. (2011) ont démontré que l'exposition de gamètes d'ormeaux (Haliotis diversicolor supertexta) au DMP entraîne des changements dans les profils d'expression des gènes liés à la physiologie (p.ex., 17B-HSD-11) dans les embryogenèses subséquentes. En revanche, Staples etal.(2011) ont conclu que les effets secondaires liés aux phtalates ne semblent pas prédire les effets liés aux paramêtres primaires de la survie, de la croissance et du développement, ou de l'adaptation du système de reproduction. Par contre, leur conclusion est basée sur des études portant sur des phtalates autres que le DMP, comme le phtalate de dioctyle (DEHP) à chaîne moyenne.

Certaines études, utilisant des essais de toxicité normalisés, indiquent que le DMP ne produit aucun effet sur le système endocrinien. Par exemple, il a été démontré que le DMP ne présente aucune affinité de liaison pour le récepteur des œstrogènes et n'a pu prévenir la liaison à l'œstradiol in vitro dans l'utérus de rats (NCTR:SDN) ou le récepteur des œstrogènes α ou ß chez les humains ([Nakai etal., 1999; Toda etal., 2004; Blair etal., 2000) dans NICNAS, 2008). De plus, le phtalate monométhylique (MMP, le principal métabolite du DMP) n'a produit aucun effet sur la production d'œstradiol (concentrations allant jusqu'à 400μM) dans les cellules de la granulosa de l'ovaire (de culture) chez les rats (Lovekamp et Davies, 2001 dans NICNAS, 2008). Par contre, des études toxicologiques non normalisées révèlent la possibilité d'effets sur le processus de fertilisation et sur les embryogenèses subséquentes, et ce, à des concentrations bien inférieures, ce qui porterait à croire qu'il existe des effets des perturbateurs endocriniens. Ces études montrent une CMEO de 0,0194mg/l liée à une diminution de la fertilisation (il s'agit d'une référence secondaire qui ne peut être validée), une CE50 (fixation des larves) inférieur(e) ou égal(e) à0,05mg/l (Yang etal., 2009) et les résultats de Zhou etal. (2011), présentés ci-dessus. La fiabilité de ces études n'a pas été confirmée.

Les médias canadiens offrent peu de données au sujet des concentrations environnementales récentes de DMP. Cependant, les données historiques existantes (1998-2012) indiquent des concentrations maximales, mais pas forcément représentatives, de 5,46ng/l (eau de surface), 2600ng/l (effluent d'eaux usées) et 853ng/g (sédiments). Il n'y a aucune donnée au sujet de la concentration de DMP dans l'air. Les concentrations de DMP dans le sol, au Canada, seraient toutes en deçà de la limite de détection pour la méthode analytique utilisée. La plupart des concentrations de DMP mesurées dans les boues d'épuration sont inférieures à la limite de détection. La concentration la plus élevée observée est de 900ng/g (poids à sec) (Webber et Nichols, 1995).

Les données disponibles en matière de concentrations de DMP dans l'environnement canadien, y compris les effluents d'eaux usées, sont présentées dans un document d'Environnement Canada (2015a).

Les données canadiennes au sujet de la concentration de DMP dans l'eau de surface sont limitées. Des échantillons ont été prélevés au lac Wabamun, Alberta, à la suite d'un déversem*nt pétrolier, puis des analyses ont été réalisées dans cinqcours d'eau récepteurs d'effluents d'installations d'épuration des eaux usées en Alberta. Alberta Environment (2006) a observé des concentrations non détectables (inférieur(e) à 0,1µg/l) de DMP au lac Wabamun, ce qui constitue une limite de détection relativement élevée pour ces types de composés. Alberta Environment affirme que, dans le cadre de son programme échantillonnage, certains phtalates étaient parfois détectés dans les blancs de terrain et de transport, ce qui laisse croire qu'une contamination aurait eu lieu lors de l'échantillonnage. Les cours d'eau récepteurs d'effluents d'installations d'épuration des eaux usées étaient les suivants: les rivières Saskatchewan Nord, Bow, Oldman, Saskatchewan Sud et Red Deer. Les concentrations de DMP variaient entre des concentrations non détectées et des concentrations de 3,2ng/l (les limites de détection spécifiques de chaque phtalate n'étaient pas précisées; Alberta Environment, 2005). Les données au sujet des concentrations de DMP dans la rivière Niagara (en amont [source]/en aval [embouchure]) ont été recueillies dans le cadre de l'initiative canado-américaine du comité de surveillance de la Niagara (Data Interprétation Group, 1999). Les concentrations en amont (Fort Erie) variaient entre 0,93ng/l et 6,38ng/l, alors que celles en aval (Niagara-on-the-Lake) variaient entre 0,49ng/l et 4,39ng/l. Une concentration de DMP de 0,08µg/l a été mesurée dans un échantillon d'eau du robinet au Japon en 1998 (Hashizume etal., 2002).

Dans le cadre de l'étude menée sur des échantillons prélevés dans l'Arctique norvégien en 2004 (Xie et al., 2007), les auteurs ont noté une concentration moyenne de 0,033ng/l de DMP dissous dans 8échantillons d'eau sur les 16prélevés. Une autre étude (Mackintosh etal., 2006) révèle que les concentrations de DMP dans l'eau de mer ne représentaient qu'une très petite fraction de la solubilité du DMP dans l'eau (6,7×10^-8 %).

Le scénario (voir ci-dessous, section 8.2.8) de l'exposition des organismes aquatiques comporte le calcul de la concentration environnementale estimée (CEE) pour le site donné (industriel). À des fins de comparaison, une CEE basée sur une concentration environnementale de DMP mesuré dans l'eau de surface a également été retenue. La concentration choisie est de 4,39ng/l (0,004µg/l), mesurée à Niagara-on-the-Lake en 1997 (Data Interprétation Group, 1999).

Selon les renseignements présentés dans l'article71 au sujet du DMP (Environnement Canada, 2014), le composé est principalement importé au Canada sous la forme d'enduits prêts à l'emploi. Au Canada, ce phtalate s'utilise principalement dans le cadre de l'application d'enduits spécialisés. À l'avenir, la préparation de ces enduits spécialisés pourrait peut-être se faire au Canada, car les sites de fabrication d'enduits des principaux importateurs d'enduits de DMP (Environnement Canada, 2014) se trouvent eux aussi au Canada. Cependant, on s'attend à ce que les rejets de DMP provenant de la préparation d'enduits au Canada ne dépassent pas les estimations prudentes de rejets de DMP pour l'application d'enduits présentée ci-dessous.

Le DMP est utilisé, notamment comme solvant dans les préparations d'enduit extérieur de fluoropolymère appliquées sur les surfaces de métal (p.ex., rouleau de tuiles de couverture en aluminium). Ces enduits extérieurs portent également le nom d'enduits de polyfluorure de vinylidène. Ces enduits se composent normalement de solides (50à60%) et de solvants (40à50%) (OECD ESD, 2009). Le DMP se trouverait dans le solvant. Les fiches signalétiques trouvées pour deux enduits de fluoropolymère indiquent que les concentrations de DMP dans ces produits varient de 1à5% (Valspar, 2011) et de 5à10% (PPG Industries Inc Coatings et Resins Group, 1991). En vue de l'élaboration d'un scénario d'exposition prudent et générique de niveau1, on a supposé que la concentration de DMP dans la préparation d'enduit était de 10%. Comme il a été mentionné précédemment, l'activité ayant nécessité les plus grandes quantités de DMP au Canada en 2012, selon l'enquête menée conformément à l'article71, a été l'importation d'enduits prêts à l'emploi. L'importateur en question a identifié dixutilisateurs en aval qui appliquent les enduits spécialisés à leurs sites au Canada. Les quatre utilisateurs en aval affichant les plus grandes quantités d'utilisation ont été étudiés et les renseignements relatifs à leurs sites accessibles au public (ministère de l'Environnement de l'Ontario, autorisation environnementale) ont été analysés. Il y avait peu de renseignements utiles à l'élaboration d'un scénario d'exposition générique. Par contre, le taux d'utilisation quotidien maximal pour les enduits de fluoropolymère (fourni pour l'un des sites) a été utilisé dans le cadre de l'évaluation de l'exposition pour le calcul des rejets de DMP dans l'eau et l'air à la suite de l'application d'enduits en milieu industriel au Canada.

Milieu aquatique – scénario d'exposition locale d'origine industrielle

Selon ce scénario de niveau1, il devrait y avoir une exposition aquatique au DMP lorsque la substance est rejetée des applications d'enduits de fluoropolymère, dans un site industriel d'application d'enduits générique, vers un réseau d'assainissem*nt. La concentration de la substance dans les eaux réceptrices près du point de rejet peut être utilisée pour évaluer le risque aquatique lié à la substance. Elle peut être calculée au moyen de l'équation suivante:

C_aquatic-ind = [1000 × Q × L × (1-R)] / [F × D]

où

C _aquatic-ind:

concentrations aquatiques à la suite de rejets industriels, mg/l

Q:

quantité totale de la substance utilisée quotidiennement dans un site industriel, kg/j

L:

pertes dans les eaux usées, fraction

R:

taux d'élimination du système d'assainissem*nt, fraction

F:

débit des effluents du système d'assainissem*nt, m ³/d

D:

facteur de dilution des eaux réceptrices, sans dimension

Comme il est indiqué ci-dessus, la quantité de substance utilisée quotidiennement au site générique est calculée d'après le taux d'utilisation maximal sur 24heures de peintures à base de fluoropolymère acrylique chez l'un des utilisateurs en aval et la densité des enduits à base de solvant appliqués sur les rouleaux (Crechem, 2003). Une perte de 100% dans les eaux usées a été retenue pour ce scénario d'exposition de niveau1. Cette hypothèse est irréaliste et très prudente. Les enduits sont appliqués dans des cabines de pulvérisation. Même si l'efficacité de transfert d'enduit dans les cabines de pulvérisation est faible, la perte d'enduit serait tout de même inférieure à 100%. Aucun renseignement ne permet de déterminer si les utilisateurs en aval procèdent au traitement sur place de leurs eaux usées. Aux fins de la présente évaluation, nous supposons donc que le site générique rejette ses effluents vers un réseau d'assainissem*nt hors site.

Les taux d'élimination potentiels de DMP dans les systèmes d'assainissem*nt des eaux usées primaire et secondaire ont été calculés à l'aide des troismodèles informatiques suivants: SimpleTreat 3.0 (1997), STP Model 2.1 (2006) et ASTreat 1.0 (2006). Les taux d'élimination de DMP dans les étangs aérés et mixtes ont été calculés par STP-EX (2011). Les estimations les plus prudentes issues des quatremodèles ont été sélectionnées pour estimer les rejets aquatiques. Le résultat du processus d'élimination primaire, obtenu à l'aide du modèle ASTreat 1.0 (2006), est utilisé lorsque l'on présume que les effluents de ce site d'application d'enduit industriel sont rejetés dans un système d'assainissem*nt des eaux usées qui effectue uniquement un traitement primaire. En revanche, les taux d'élimination primaire et secondaire (combinés), obtenus à l'aide du modèle ASTreat 1.0 (2006) sont utilisés lorsque l'on considère que les effluents sont rejetés dans un système d'assainissem*nt secondaire à boues activées. Les taux d'élimination prévus par les étangs n'ont pas été utilisés dans le cadre de ce calcul, puisque le modèle STP-EX a prédit un taux d'élimination du DMP par les étangs plus élevé par comparaison au modèle ASTreat 1.0 (2006) en ce qui concerne l'élimination secondaire. L'estimation plus prudente est donc retenue. Les quatresites sélectionnés parmi les utilisateurs en aval d'enduits contenant du DMP se situent dans le même grand secteur industriel et dirigent leurs eaux usées vers d'importants systèmes d'assainissem*nt secondaires dotés de la technologie à boues activées. L'un des sites qui dirigent ses rejets vers un système d'assainissem*nt secondaire est utilisé pour la détermination du débit des effluents et du facteur de dilution du scénario générique, alors que le système d'assainissem*nt primaire de Montréal a été sélectionné pour les données relatives au débit des effluents et au facteur de dilution de ses eaux réceptrices. Montréal a été sélectionné, puisqu'il s'agit d'un bon exemple d'un grand secteur industriel comptant un système d'assainissem*nt primaire.

Toutes les entrées utilisées pour calculer l'exposition aquatique sont présentées dans le tableau8-1 ci-dessous.

Selon les calculs, les concentrations totales dans l'eau près du point de rejet dans les systèmes d'assainissem*nt primaire et secondaire sont de 4,56µg/l (0,00456mg/l) et 11,6µg/l (0,0116mg/l), respectivement. La CEE retenue pour la caractérisation du risque pour les organismes aquatiques est de 0,0116mg/l.

Milieu atmosphérique – scénario d'exposition locale d'origine industrielle

Étant donné que le DMP affiche un temps de séjour atmosphérique relativement élevé, un scénario d'exposition atmosphérique a été élaboré.

Dans le cadre du scénario d'exposition de niveau1, le modèle SCREEN3 de USEPA a été retenu pour estimer la concentration maximale générique de DMP sur une heure autour d'un site industriel représentatif où se fait l'application d'enduits (SCREEN3, 1995). Le modèle SCREEN3 est un outil qui nécessite moins d'entrées et des entrées moins précises que les autres modèles plus complexes. Le scénario sélectionné est conçu pour fournir une estimation fondée sur des hypothèses prudentes concernant la quantité de substance utilisée et rejetée par l'installation, ainsi que les conditions d'installation et environnementales au point de rejet. Toutes les entrées utilisées pour le calcul de la concentration atmosphérique autour de l'installation et le résultat du modèle sont présentés dans le tableau8-2. Si la perte atmosphérique est de 100% et le taux de rejet est de 6,05g/s, SCREEN3 estime que la concentration maximale sur une heure de 28420µg/m³ est obtenue à 30m de la source. La concentration maximale sur une heure à 100m est de 6020µg/m³, puis de 380,7 µg/m³ à 1000m. La concentration à 100m est utilisée comme concentration environnementale estimée représentative (CEE_{atmosphérique}) dans le cadre de cette évaluation, puisque la distance correspond à la distance moyenne entre la source de rejet et la délimitation d'un site industriel (Commission européenne, 2003).

Une analyse du quotient de risque, intégrant les estimations prudentes de l'exposition aux renseignements toxicologiques, a été effectuée pour le milieu aquatique afin de déterminer s'il existe des risques d'effets nocifs pour l'environnement au Canada. Le scénario industriel spécifique du site (considérant la masse d'eau réceptrice réelle) présenté ci-dessus a révélé une concentration environnementale estimée (CEE) de 0,0116mg/l (Environnement Canada, 2015a). Une concentration estimée sans effet (CESE) a été calculée à partir de la valeur de toxicité aiguë de 28,1mg/l (voir la section «Effets sur l'environnement»). Le quotient de risque correspondant (CEE/CESE) est de 0,004. Les effets nocifs pour les organismes aquatiques à ce site sont donc peu probables. Une analyse du quotient de risque en milieu aquatique a également été effectuée à partir de la concentration environnementale mesurée (voir le tableau8-3 ci-dessous); le quotient de risque correspondant est de 0,0000014.

Une analyse du quotient de risque atmosphérique a également été effectuée. Le scénario industriel spécifique du site (considérant le site industriel représentatif d'application d'enduits) présenté ci-dessus affichait une concentration environnementale estimée (CEE) de 6,02mg/m³ à 100mètres du site. Une concentration estimée sans effet (CESE) a été calculée à partir de la CL₅₀ de toxicité aiguë par inhalation de 4,9g/m³(4900mg/m³, voir la Section «Effets sur l'environnement»). Le quotient de risque correspondant (CEE/CESE) est de 0,12. Les effets nocifs pour la faune sauvage sont donc peu probables à ce site.

Une analyse du quotient de risque n'a pas été effectuée pour les sédiments.

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Air ambiant, eau potable et sol

Aucune donnée de surveillance canadienne n'a été trouvée au sujet de la présence de DMP dans l'air ambiant. Le DMP a été détecté dans l'air ambiant de la mer du Nord, dans l'Arctique (Xie etal., 2005, 2007), et de la baie d'Hudson (voir la section8.2.2, Xie etal., 2005, 2007; Morin, 2003). Il est à noter que les études réalisées par Xie etal., en 2005 et 2007 indiquent des concentrations plus élevées en phase de vapeur qu'en phase gazeuse.

Un résumé des données concernant la présence de DMP dans l'eau de surface canadienne est présenté dans la section8.2.3. De plus, en France et en Chine, le DMP a fait l'objet d'une surveillance dans des échantillons d'eau de surface (Teil etal., 2007; Shao etal., 2013, Liu etal., 2014; He etal., 2011; Zhang etal., 2012), mais il n'a pas été détecté dans les échantillons d'eau de surface prélevés dans des pays d'Afrique (Adeniyi etal., 2011; Fatoki etal., 2010).

Aucune donnée de surveillance canadienne n'a été trouvée au sujet de la présence de DMP dans l'eau potable. Par contre, le DMP a été détecté dans un des 15échantillons d'eau potable provenant de la Californie (0,54µg/l) (Loraine et Pettigrove, 2006), mais n'a pas été détecté ou mesuré dans les échantillons d'eau potable provenant de l'Espagne et de la Chine (Bono-Blay etal., 2012, Shao etal., 2013).

Le DMP n'a pas été détecté dans les échantillons d'eau embouteillée examinés dans le cadre de l'Étude sur l'alimentation totale par Santé Canada (Cao 2008). En outre, les concentrations de DMP étaient inférieures soit à la limite de détection, soit à la limite de quantification dans les études menées sur de l'eau embouteillée en France, en Grèce et en Chine (Devier etal., 2013; Diana et Dimitra, 2011; Guo etal., 2012).

D'autres études internationales ont détecté la présence de DMP dans l'eau embouteillée en Thaïlande, en Arabie Saoudite et en Italie (Prapatpong et Kanchanamayoon, 2010; Kanchanamayoon etal., 2012; Al-Saleh etal., 2011; Montuori etal., 2008).

Selon les données disponibles, le DMP a été détecté dans une petite portion des échantillons d'eau embouteillée, mais pas dans les échantillons d'eau embouteillée au Canada. L'exposition au DMP par la consommation d'eau embouteillée serait donc négligeable.

Le DMP a été détecté, mais pas mesuré, dans sixéchantillons de sol agricole sur dix provenant de cinqprovinces canadiennes (limite de détection, 0,03mg/kg poids à sec) (Webber et Wang, 1995). De plus, Zeng etal. (2009) ont fait état des concentrations moyennes de DMP dans les échantillons de sol prélevés dans des milieux résidentiels (0,074µg/g poids à sec) et des forêts-parcs (0,067µg/g poids à sec) dans la ville de Guangzhou, en Chine.

En raison de la quantité limitée de données au sujet de la présence de DMP dans l'air ambiant, l'eau potable, l'eau embouteillée et le sol, les estimations liées à l'exposition n'ont pas été calculées à partir de ces sources.

Air intérieur et poussières

Une étude a mesuré la concentration de DMP dans l'air intérieur de résidences canadiennes. Tous les échantillons affichaient des concentrations inférieures à la limite de détection (Zhu etal., 2007). Un résumé des données au sujet de la présence de DMP dans l'air intérieur est présenté ci-dessous.

Given that DMP is of moderate volatility (DMP vapour pressure: 0.23 Pascals), exposure from air is expected to occur and is expected to be predominantly from indoor air. The recent Swedish surveys (survey of DMP in apartments and homes) were used for exposure characterization and data from apartments were used specifically as these reported higher concentrations than other homes surveyed (Bergh et al. 2011a,b). DMP concentrations reported in Bergh et al. (2011b) are lower than surveys conducted in Germany and China (Fromme et al. 2004; Pei et al. 2013), but this survey has a higher sample size (n=169 apartments vs. n= 10 apartments vs. 59 homes) and is more recent (when compared to Fromme et al. 2004).

Therefore, mean (0.027 µg/m³) and maximum (0.380 µg/m³) concentrations were used to estimate exposure to the Canadian general population from DMP presence in indoor air; the highest estimates, from this source, were 0.014 and 0.21 µg/kg/day (children aged 0.5 to 4 years old) for central tendency and upper-bounding concentrations, respectively (see Appendix C).

DMP has been detected in numerous surveys of house dust and a summary of the results is provided in Table 9-2 below.

L'enquête sur les poussières domestiques au Canada (Kubwabo etal., 2013) a été retenue comme étant la plus pertinente pour le calcul des estimations de l'exposition de la population canadienne à la poussière. Les estimations les plus élevées étaient ˂0,001 et 0,007µg/kg/jour (enfants de 0 à 6mois) selon la concentration médiane (0,12µg/g) et le 95^e centile (1,4µg/g) (voir l'annexeC pour plus de détails).

Aliments et boissons

Les phtalates pourraient être présents dans les aliments et les boissons en raison de leur utilisation potentielle dans les tuyaux et les gants en PVC, les pellicules d'emballage d'aliments, les joints en PVC des récipients en verre, l'encre d'imprimerie dans les emballages d'aliments et ainsi de suite (Fasano etal., 2012). Par conséquent, ils ont été détectés dans divers articles d'emballage alimentaire et de transformation des aliments et on sait qu'ils migrent dans les aliments et les boissons (Alin etal., 2011; Barros etal., 2010; Bradley etal., 2007; Gartner etal., 2009; Page et Lacroix 1992; Fierens etal., 2012; Petersen etJensen etal., 2010; Xu etal., 2010; Xue etal., 2010).

Au Canada, les phtalates ont été contrôlés lors d'une enquête ciblant le beurre, la margarine et leurs emballages dans le cadre de l'Étude sur l'alimentation globale de Santé Canada (Page et Lacroix, 1992, 1995). Le DMP n'a été détecté dans aucune des des deux enquêtes (Page et Lacroix, 1992, limite de détection [LD]: 1000ppb, Page et Lacroix, 1995, LD non indiquée). De même, dans le cadre d'une récente enquête ciblée menée par Santé Canada au sujet de la présence de phtalates dans la viande, le poisson et le fromage, le DMP n'a pas été détecté (limite de détection moyenne [LD]: 2,5ppb) (Cao etal., 2014)^{Note de bas de page[5]}.

La présence de DMP a été surveillée dans le cadre d'études sur l'alimentation totale au Royaume-Uni (LD: 2,0 – 11,5ppb), aux États-Unis (LD: 0,1ppb), en Belgique (limite de quantification [LQ]: 0,01 – 5ppb), en Allemagne (0,2 – 5ppb), en Chine (LQ: 2ppb) et à Taïwan (25 – 50ppb); le DMP a été détecté dans toutes les enquêtes. Notamment, le DMP a été détecté dans 32% de 400échantillons alimentaires en Belgique, dans 37% de 65échantillons alimentaires aux États-Unis, dans 4% de 261échantillons d'aliments vendus au détail au Royaume-Uni, dans 18% de 350 et 58% de 171échantillons alimentaires répétés en Allemagne, dans plus de 60% de 70échantillons alimentaires en Chine, puis dans une certaine proportion (fréquence de détection non indiquée) de 1200échantillons alimentaires à Taïwan (Fierens etal., 2012; Schecter etal., 2013; Bradley etal., 2013a; Bradley etal., 2013b; Fromme etal., 2007; Fromme etal., 2011; Guo etal., 2012; Chang etal., 2014).

L'étude nord-américaine sur l'alimentation totale (Schecter etal., 2013) a servi d'étude critique pour la caractérisation de l'exposition (l'analyse a montré que l'étude englobait suffisamment d'aliments pour que l'exposition puisse être quantifiée, et l'emplacement géographique visé par l'étude est celui qui est le plus près du Canada), et les données provenant de Bradley etal. 2013a, 2013b ont complété les données manquantes (p.ex., la présence de DMP dans un type de produit alimentaire absent dans l'étude de Schecter etal., 2013).

Les absorptions probabilistes ont été calculées pour le DMP d'après des enquêtes nutritionnelles. Un résumé des résultats et de la méthodologie est présenté dans le tableauC2 de l'annexeC ainsi que dans l'annexeD^{Note de bas de page[6]}.

Le groupe affichant la plus importante exposition était celui des enfants de 1 à 3ans: une absorption de 0,0029 et 0,010µg/kg/jour pour les concentrations médianes et le 90e centile, respectivement. Chez les adultes, le groupe affichant la plus importante exposition était celui des hommes de 19 à 30ans: une absorption de 0,0018 et 0,0046µg/kg/jour pour les concentrations médianes et le 90e centile, respectivement.

Lait maternel

Récemment, dans le cadre de l'Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement (étude MIREC), Santé Canada a surveillé la présence de DMP dans le lait maternel. Le DMP n'a été détecté dans aucun échantillon de lait maternel (n=305; LD=1ng/g; communication personnelle entre la Direction des aliments, Santé Canada et le Bureau d'évaluation du risque des substances existantes, Santé Canada, novembre 2014). Dans une étude précédente menée par Santé Canada, la présence de DMP a été contrôlée dans le lait maternel (21mères, 86échantillons) et le DMP n'a été détecté (limite de détection de 0,63ng/g) dans aucun échantillon (Zhu etal., 2006). Par contre, le DMP devrait être rapidement métabolisé en monométhyle phtalate (MMP) (Koch et Calafat etal., 2009), ce qui pourrait expliquer la non-détection du DMP dans les études susmentionnées.

Dernièrement, l'analyse d'échantillons de lait maternel provenant de 56femmes dans le cadre de l'étude de cohorte Plastics and Personal-care Product Use in Pregnancy (P4) a révélé un taux de détection du MMP de 100% (LD: 0,03µg/l, moyenne géométrique: 0,55µg/l, médiane: 0,56µg/l, maximum: 2,8µg/l) (communication personnelle entre le BSRSE et le BERSE, septembre 2013). Cependant, le dosage de ce métabolite dans le lait maternel a été perturbé par les concentrations élevées dans les échantillons-témoins (contamination possible) et n'a donc pas été retenu pour quantifier l'absorption.

Mortensen etal. (2005) ont recueilli 36échantillons de lait maternel provenant de mères en bonne santé au Danemark et ont obtenu des concentrations de MMP (fréquence de détection: 89% des 36échantillons) allant de inférieur(e) à 0,01 à 1,49µg/l (médiane: 0,11µg/l; moyenne: 0,17µg/l). De plus, Main etal. (2006) ont recueilli des échantillons de lait maternel provenant d'une étude de cohorte longitudinale conjointe menée en Finlande et au Danemark (n=65 pour chaque pays). Les concentrations médianes de MMP étaient de 0,10et 0,09µg/l, au Danemark et en Finlande, respectivement.

En conséquence, l'étude de Mortensen etal., 2005 a été utilisée pour la caractérisation de l'exposition, puis un coefficient de correction de la masse moléculaire a été utilisé afin de convertir l'absorption de MMP en estimation de l'absorption de DMP. L'absorption de DMP par la consommation de lait maternel (nourrissons de 0 à 6mois) a été estimée à 0,012 et 0,16µg/kg/jour, d'après les concentrations médiane (0,11µg/l) et maximum (1,49µg/l), respectivement (voir l'annexeC pour plus de détails).

Produits utilisés par les consommateurs

Cosmétiques et produits de soins personnels

Selon les avis publiés en vertu du Règlement sur les cosmétiques de Santé Canada, le DMP était présent dans troisproduits. Cependant, les déclarations avaient toutes été faites avant 2008 (courriel datant de septembre 2014 de la Direction de la Sécurité des produits de consommation [DSPC], Santé Canada au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes [BERSE], Santé Canada). Il est indiqué que le DMP est présent dans troisproduits, et ce, à des concentrations entre 1 et 3%. Les trois produits sont une préparation pour manucure au gel, un colorant capillaire en gel et un produit de coiffure en atomiseur.

Santé Canada (Koniecki etal., 2011) a également mené une étude nationale sur la présence de 18phtalates dans les cosmétiques et les produits de soins personnels offerts sur le marché canadien. Au total, 18phtalates ont été contrôlés dans 252produits (dont 98produits de soins pour bébés) recueillis dans plusieurs provinces canadiennes (régions de l'Atlantique, de l'Ontario, de l'Alberta, du Manitoba/de la Saskatchewan) de décembre 2007 à avril2008. Ces produits incluent des parfums, des produits de soins capillaires, des déodorants et des vernis à ongles (Koniecki etal., 2011). Seulement 5 des 18phtalates ciblés ont été détectés. Le DMP a été détecté dans 1 des 252produits analysés, et il était présent à une concentration de 72µg/g dans 1 des 18déodorants. La limite de détection était de 0,5µg/g.

Hubinger et Havery (2006) ont acheté 48produits de soins personnels à Washington DC et ont détecté le DMP dans 3 des 48échantillons prélevés (LD: 10µ/g). Dans le vernis à ongles, les concentrations de DMP variaient de valeurs inférieures à la LD jusqu'à 15395µg/g. Une étude subséquente réalisée par les mêmes auteurs à Washington DC n'a pas permis de détecter de DMP (LD: 10µg/g) dans les produits échantillonnés (Hubinger, 2010).

Guo etal. (2013) ont également détecté le DMP dans des échantillons de produits (17% de 52produits, limite de détection de 0,1µg/g) provenant de la Chine. Notamment, le DMP a été détecté dans une lotion pour les mains et le corps (médiane: 0,1µg/g, moyenne: 0,2µg/g, maximum: 4,4µg/g), un shampoing (médiane: ND, moyenne: 0,1µg/g, maximum: 0,7µg/g) et un nettoyant pour le corps (médiane: ND, moyenne: 0,1µg/g, maximum: 0,8µg/g).

Enfin, Guo et Kannan (2013) ont également contrôlé la présence de DMP dans 170produits de soins personnels à Albany, New York (LD: 0,01µg/g, 50fois inférieure aux résultats de Koniecki etal., [2011]) et ont détecté le DMP dans 11% des 170produits. Les résultats de leurs analyses sont présentés dans le tableau9-3 ci-dessous).

À partir des concentrations mentionnées dans les publications de Guo^{Note de bas de page[7]} et de Koniecki et al. (2011), ainsi que les avis communiqués de Santé Canada, en vertu du Règlement sur les cosmétiques, nous avons estimé pour la population canadienne l'absorption quotidienne de DMP découlant de l'utilisation de cosmétiques et de produits de soins personnels (annexeE). Cette absorption a été estimée à l'aide du logiciel ConsExpo4.1 (RIVM 2007).

Nous avons sélectionné des produits représentatifs pour évaluer l'absorption cutanée quotidienne de DMP chez les adultes (20ans et plus) et les nourrissons (0 à 0,5mois), ces groupes d'âge correspondant aux applications sans rinçage, à la plus haute fréquence d'utilisation et aux concentrations les plus élevées de DMP (tableaux9-4 et 9-5).

Chez les adultes, les produits affichant le plus fort potentiel d'exposition cutanée chronique au DMP sont la laque et la mousse coiffante (selon les concentrations élevées du produit). Chez les nourrissons (âgés de 0 à 6mois), la crème contre l'érythème constitue le produit ayant le plus fort potentiel d'exposition cutanée chronique au DMP. En ce qui concerne la voie orale, l'exposition au DMP causée par la présence de DMP dans le rouge à lèvres est estimée à moins de 1ng/kg/jour.

Considérant que le DMP est peu volatil (pression de vapeur: 0,23pascal), l'absorption par inhalation, lors de l'utilisation de produits de soins personnels, devrait découler principalement des aérosols plutôt que de la vapeur. Il en résulte que l'exposition au DMP par inhalation de laque (1 – 3%, le seul produit aérosol où l'on a détecté du DMP) a été modélisée. Il est estimé que l'utilisation de laque (1,5/jour) contenant 1 – 3% de DMP donne lieu à des concentrations moyennes de 0,27 à 0,82mg/m3 et une absorption de 0,76 à 2,3µg/kg/jour, selon les concentrations minimum et maximum, respectivement. En matière d'exposition par inhalation de vapeur, en raison de la faible volatilité de la vapeur, l'exposition au DMP par cette voie ne devrait pas être importante.

Biosurveillance

Dans le cadre des cycles1 et 2 de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS), on a mesuré le MMP (le monoester du DMP) dans l'urine (Santé Canada, 2013). Les deux cycles présentent une limite de détection de 5µg/l pour le MMP. Le MMP étant rarement détecté, et ce, uniquement à des centiles plus élevés (58 – 74% en deçà de la limite de détection: cycles1 et 2, détection au 95e centile et plus).

Santé Canada a également surveillé la présence de MMP dans l'urine dans le cadre de l'Initiative de biosurveillance de l'Assemblée des Premières Nations (APN 2013) et de deuxétudes de cohorte: l'Étude concernant l'utilisation de plastiques et de produits de soins personnels durant la grossesse (P4, n=31femmes, 542échantillons ponctuels d'urine; les femmes ont donné de nombreux échantillons d'urine au cours de deuxvisites) et l'Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement – Child Development Plus (étude MIREC-CD Plus, 194enfants, 2 – 3 ans, 1échantillon ponctuel par individu). (Communication personnelle de la Direction des sciences de la santé environnementale et de la radioprotection [DSSER] au Bureau d'évaluation du risque des substances existantes [BERSE], octobre 2013, 2014). Par contre, les limites de détection de ces trois études étaient également de 5µg/l, et la présence de MMP a été détectée à de faibles fréquences et aux centiles les plus élevés.

Dernièrement, une méthode plus sensible (LD de 0,2µg/l) a été élaborée pour les enfants participant à l'étude MIREC (données non publiées, de la DSSER au BERSE, octobre 2014). Le MMP a été détecté dans tous les échantillons. Une autre méthode présentant une limite de détection plus basse (0,1µg/l, soit une limite de détection 50fois plus basse que la LD mentionnée plus haut) a également été utilisée par les Centers for Disease Control and Protection (CDC, 2013).

Compte tenu des obstacles méthodologiques présentés ci-dessus, les données de l'étude NHANES ont été utilisées comme substitut pour estimer l'exposition de la population du Canada (6ans et plus), alors que les données de l'étude MIREC-CD Plus ont été utilisées pour estimer l'exposition des enfants âgés de 2 à 3ans (voir les tableaux9-6 à 9-8.

La fraction d'excrétion urinaire (FEU) d'une substance est définie comme étant le rapport moléculaire entre la quantité de métabolites excrétés dans l'urine (après 24heures) et la quantité totale de la molécule mère ingérée. Comme il n'existe aucune étude pharmacocinétique sur l'humain pour le DMP, une approche en lecture croisée a été adoptée pour estimer la FEU pour le DMP. Koch et Calafat et al. (2009) ont recommandé l'utilisation de DnBP (FEU: MnBP, monoester = 0,69, Anderson et al., 2001) pour le DEP. Le DEP est un phtalate semblable au DMP et il possède un profil métabolique similaire, c.-à-d. les deux phtalates devraient se métaboliser en leurs monoesters respectifs. Cette hypothèse est soutenue par les données provenant d'études pharmacocinétiques menées chez les rongeurs pour ces deux composés^{Note de bas de page[8]}.

Considérant ces données, la FEU de 0,69 pour le DnBP^{Note de bas de page[9]} a également été utilisée pour le DMP. L'absorption a été corrigée pour la dilution dans l'urine à l'aide d'une méthode de correction par la créatinine; une méthode couramment utilisée dans le cadre de la biosurveillance des phtalates (Fromme, 2007, Christensen et al., 2014, US CPSC CHAP 2014, Frederiksen et al., 2014). Les taux d'excrétion journalière de créatinine chez les participants ont été estimés à l'aide de l'équation de Mage et les taux d'absorption mesurés en biosurveillance présentés aux tableaux9-6, 9-7 et 9-8 ci-dessous (voir l'AnnexeF pour plus de renseignements au sujet de la méthodologie).

Cette section examine les modèles toxicocinétiques du DMP et du phtalate analogue DEP.

9.2.1.1 Voie orale

Chez le rat, le DMP est absorbé rapidement et abondamment dans le tractus gastro-intestinal. Après l'administration orale à cet animal, les métabolites primaires de ce phtalate mesuré dans l'urine étaient les phtalates monométhyliques (MMP) (78%). L'urine contenait également de l'acide phtalique libre (14,4%) et du DMP inchangé (8,1%) [tableau9-9 ci-dessous] (NICNAS, 2008; US CPSC, 2010a).

De même, les données portant sur le DEP indiquent qu'à la suite de l'administration d'une dose orale, ce phtalate est rapidement absorbé, réparti, métabolisé et excrété dans l'urine, et ce, principalement sous la forme de phtalate monoéthylique (MEP) [tableau9-9 ci-dessous]. Dans une étude dans laquelle du DEP marqué au 14C a été administré par voie orale à des rats et des souris, la radioactivité a été observée dans les tissus, l'urine et les selles, 48heures après la prise de la dose. Les concentrations maximales de radioactivité ont été observées après 20minutes et étaient plus élevées dans les reins et le foie, puis dans le sang, la rate et la graisse. Après 24heures, seules des traces de radioactivité ont été détectables. Les taux d'excrétion urinaire et fécale ont atteint 90 et 2,7%, respectivement, 48heures suivant l'administration (Loku et al., 1976). Chez des rats Wistar auxquels 10mg ou 100mg de DEP avait été administré par gavage, les échantillons urinaires journaliers ont révélé un taux d'excrétion urinaire sous les 75% dans les 24premières heures, et ce, pour les deux doses. Ces excrétions se composaient du monoester MEP (67 – 70%), d'acide phtalique (8 –9%) et de la molécule mère (0,1–0,4%). De 83 à 90% de la dose administrée fut excrétée dans l'urine après unesemaine (Kawano 1980). Lors d'une expérience d'administration orale de DEP à des chiens juvéniles, la quantité de MEP détecté dans le plasma et l'urine représentait la majorité de la dose de DEP (~ 1,2mg) administrée par voie orale (Kao et al., 2012). Au cours de cette étude, environ 90à96% de la dose administrée fut excrétée dans l'urine en 72heures.

L'hydrolyse de DMP en MMP et de DEP en MEP a été démontrée in vitro dans les broyats de foie et les préparations de cellules muqueuses intestinales provenant de rats, de babouins et de furets, ainsi que dans les préparations de cellules muqueuses intestinales provenant d'humains (Lake et al., 1977; Rowland et al., 1977;White et al., 1980). L'hydrolyse de DEP en MEP a également été démontrée dans les reins et les poumons de rats (Kayano et al., 1997), puis dans la peau de rats et d'humains (Mint et Hotchkiss, 1994).

Grossesse et allaitement

Certaines études menées auprès de femmes enceintes ont porté sur la teneur en MMP ou en MEP du liquide amniotique. En général, ces métabolites sont indétectables, mais s'ils sont présents, ils ne sont détectés que sous forme de traces (Silva et al., 2004; Huang et al., 2009).

Des études montrent qu'il existe des différences sur le plan de la concentration des différents phtalates présents dans les testicules du fœtus, à la suite d'une exposition durant la grossesse. Les concentrations les plus élevées détectées dans les testicules de fœtus à la suite d'une exposition maternelle correspondaient aux métabolites de plus petit* phtalates comme le DMP et le DEP. Les concentrations les moins élevées détectées correspondaient aux métabolites de DEHP (Clewell et al., 2010).

Une revue des études sur la présence de phtalates dans le lait maternel humain indique la présence de DEP et de son monoester MEP (Frederiksen et al., 2007).

9.2.1.2 Inhalation

Nous n'avons recensé aucune étude toxicocinétique pour le DMP ou le DEP.

9.2.1.3 Voie cutanée

Dans le cadre d'une étude, on a appliqué des diesters de phtalate marqués au 14C sur le dos de rats (du DMP et du DEP 5-8mg/cm²; la peau non nettoyée après l'application et le site été recouvert d'une calotte perforée), et on a observé qu'une grande partie de la dose restait au site de l'application (dans la peau), et ce, pour toutes les substances testées. Selon les taux d'excrétion urinaire et fécale, environ 40% des doses de DMP et 50% de celles de DEP ont été absorbées en septjours. Pour la plupart des diesters, la répartition dans les tissus après septjours était généralement peu élevée (de 0,5 à 1,5% de la dose appliquée a été trouvée dans les tissus). Approximativement 0,6% et 0,3% de la dose appliquée de DMP, et 0,14% et 0,03% de la dose appliquée de DEP ont été détectés respectivement dans les muscles et dans les tissus adipeux. De plus, dans les deuxcas, moins de 0,5% de la dose appliquée a été retrouvée dans d'autres tissus examinés (cerveau, moelle épinière et testicules) (Elsisi et al.,1989). Dans les quatrejours suivant l'application, de DEP (dose non spécifiée) sur la peau de lapins, approximativement 49% et 1% de la dose a été respectivement détectée dans l'urine et les selles. Moins de 1% de la radioactivité a été détectée dans le foie, les reins et le sang (RIFM 1973; NICNAS, 2008; US CPSC, 2010a) ce qui implique que les phtalates à chaîne courte absorbés par les animaux se répartissent et s'éliminent rapidement et que l'accumulation est limitée.

Elsisi et al., (1989) ont fait état d'une relation entre la longueur des chaînes latérales et l'excrétion fécale: 24heures après l'exposition par voie cutanée aux diesters (chaînes alkyles de 1 à 10C), le taux d'excrétion fécale augmente en fonction de la longueur des chaînes latérales. Les auteurs ont signalé que l'excrétion fécale constituait moins de 16% de l'excrétion totale pour les diesters ayant une chaîne latérale de 6C ou moins, et qu'elle constituait seulement 0,1% de l'excrétion totale pour le DMP, et 1% pour le DEP.

Au cours d'une étude de deuxsemaines menées auprès d'un groupe de 26hommes de race blanche et en bonne santé, les participants ont reçu des applications topiques sur le corps entier d'une crème de contrôle (posologie: 2mg/cm²), une fois par jour pendant cinq jours consécutifs, puis cinqfois par jour de la même crème contenant 2% (par volume) de DEP (ainsi que 2% de phtalate de dibutyle et 2% de butylparabène). Des échantillons de sang et d'urine ont été recueillis et analysés au cours de l'étude pour déterminer les niveaux de MEP. Deuxheures après la première application de la crème contenant le DEP, la concentration sérique de MEP s'est élevée à 1001µg/l (soit 6,9mg) et est retombée à 23µg/l après 24heures, juste avant la deuxième application. En ce qui concerne les concentrations de MEP dans le sang, le pourcentage total absorbé est estimé à 10% de la dose appliquée. Dans l'urine, la majorité du MEP a été excrété dans les huitpremières heures suivant l'application. L'absorption cutanée moyenne de DEP, estimée à partir des taux d'excrétion urinaire journalière de MEP, était de 5,8% (Janjua et al., 2007, 2008; NICNAS, 2011).

L'absorption et la rétention dermiques de DBP dans la peau de rats et d'humains ont également été étudiées in vitro. Des diesters de phtalates (20mg/cm²) ont été appliqués sur l'épiderme de peau pectorale humaine ou de peau dorsale de rat pleine épaisseur placée sur les cellules de diffusion (le liquide de Hanks a servi de fluide récepteur) (MintetHotchkiss1993; Mintetal., 1994). Les résultats ont montré que la rétention de la peau était 3 à 6fois plus élevée chez le rat que chez l'humain. Mint et Hotchkiss(1993) ont constaté que, après 72h, la moitié du phtalate de diméthyle, ou DMP (52%) appliquée était encore présente sur la surface de la peau humaine, comparativement à 27% sur la surface de la peau de rat, et la fraction présente à l'intérieur de la peau était de 5% chez l'humain et de 30% chez le rat. Quant au DEP, un peu moins de la moitié de la dose appliquée (44% à 46%) était toujours présente sur la surface de la peau humaine, comparativement à 20% sur la peau de rat, et la fraction présente à l'intérieur de la peau était de 10% chez l'humain et de 35% chez le rat (Mintetal., 1994). Ces résultats indiquent que la peau de rat est plus perméable aux phtalates à chaîne courte que la peau humaine. Une autre étude a indiqué que l'absorption de DMP par voie cutanée était environ 10 à 20fois plus élevée chez le rat que chez l'humain (Scottetal., 1987; 1989 [erratum]). Les auteurs de cette étude ont également indiqué que, bien que le taux d'absorption de la peau de rat soit comparable, le taux d'absorption de DMP invitro a été trois fois plus élevé que le taux d'absorption du phtalate de diéthyle, ou DEP, chez l'humain.

Les tableaux9-10 et 9-11 résument les valeurs d'absorption de DMP et DEP (en pourcentage) par voie cutanée obtenues invivo et invitro.

Concernant l'absorption par voie cutanée, bien que les études invivo menées chez les animaux indiquent une absorption par voie cutanée d'environ 40% à 50% de phtalates à chaîne courte, de récentes études invivo et invitro montrent, en général, que l'absorption de DMP et DEP chez l'humain est très inférieure à celle enregistrée chez les animaux. Cette différence pourrait s'expliquer par les différences entre espèces, notamment les différences de perméabilité de la peau, comme le montrent les études invitro et (ou) divers facteurs liés aux diverses méthodes employées dans les différentes études. Compte tenu de cela et des résultats de Janjuaetal., (2008) indiquant une absorption cutanée moyenne du DEP de 5,8% chez les humains, comme décrit plus haut, la biodisponibilité cutanée des phtalates à chaîne courte chez les humains ne devrait pas dépasser 10%. Ce chiffre concorde avec la biodisponibilité cutanée du DEP observée par NICNAS dans le rapport d'analyse des substances prioritaires existantes (NICNAS,2011) et dans la récente analyse du DMP dans laquelle on affirme que «la biodisponibilité cutanée du DMP chez les humains ne serait pas inférieure à celle du DEP, c'est-à-dire 10%» (NICNAS,2014).

Les trois premiers segments de cette section traitent des effets sur la reproduction et le développement des sujets de sexe masculin à trois stades de leur vie (exposition gestationnelle [0 à 21jours de gestation], prépubère/pubertaire [1 à 55jours après la naissance] et adulte [plus de 55jours après la naissance]), tout particulièrement chez les individus du sexe masculin, car le DMP fait partie d'un plus grand groupe de substances auxquelles on attribue des effets antiandrogènes spécifiques chez les mâles (syndrome des phtalates chez les rats (SPR), voir SantéCanada[2015a] pour plus de détails). Les effets nocifs observés à la suite d'une exposition au DMP pendant la gestation sont organisés et présentés en détail: 1) variation des taux hormonaux (sérique ou testiculaire); 2) effets de féminisation; 3) malformations de l'appareil génital et (ou) effets sur la fertilité; et 4) divers effets sur le développement^{Note de bas de page[10]}. La description des effets à chaque stade vital est structurée de façon à présenter en premier les effets découlant des doses les plus faibles. Les effets possibles du DMP sur la reproduction et le développement chez les animaux femelles sont présentés ci-dessous de façon analogue, tout en tenant compte du stade vital et de la sensibilité de l'espèce. Lorsqu'aucune étude sur le DMP n'était disponible pour un stade de vie donné ou une période d'exposition particulière, une analyse des effets du DEP analogue de sur la santé a été réalisée (SantéCanada2015a). Les derniers segments traitent surtout des études du système endocrinien et des effets sur la reproduction et le développement chez l'humain.

9.2.2.1 Développement fœtal: Exposition in utero

Nous avons recensé dans les publications scientifiques, six études sur la toxicité potentielle du DMP pendant la gestation des rattes, dont deux études seulement traitaient des effets sur la fonction reproductive des mâles au cours de la période de masculinisation (entre 15 et 17jours de gestation) alors que d'éventuels effets antiandrogènes pourraient être observés. Les sommaires de ces études sont présentés au tableau9-12 ci-dessous.

En général, quel que soit le moment de l'exposition pendant la gestation, aucun effet sur le développement des fœtus n'a été observé aux doses les plus élevées. De plus, aucune toxicité importante chez la mère n'a été constatée. L'observation plus attentive de la faible réaction des gènes de la stéroïdogenèse appuie l'hypothèse que le DMP n'est pas un facteur actif de la toxicité pour l'appareil reproducteur du rat mâle au cours de la gestation (Liuetal., 2005). L'exposition par voie cutanée des rattes au DMP pendant la gestation (1à20jours de gestation) n'a pas eu d'incidence sur le développement de la progéniture jusqu'à des doses de 2380mg/kgdep.c./jour, mais elle a causé une légère diminution du gain de poids corporel chez les rattes gestantes (HansenetMeyer1989).

Des résultats semblables ont été observés lors d'essais sur les souris de la toxicité du DMP sur le développement (tableau9-12). Il convient toutefois de souligner que les paramètres de la reproduction touchant directement le système reproducteur mâle, associés à certains phtalates tributaires du SPR n'ont pour la plupart pas été mesurés chez la souris. Par conséquent, aucune conclusion ne peut être tirée concernant le potentiel spécifique du DMP à induire ce syndrome chez les souris.

Effets observés d'autres phtalates à chaîne de longueur/taille similaire

Le phtalate de diéthyle [DEP] (acide 1,2-benzènedicarboxylique, Ester de diéthyle: numéro CAS 84-66-2) a été jugé comme phtalate analogue le plus proche du DMP de cette sous-catégorie en raison de la similitude de la longueur et de la nature des chaînes d'ester (Section2.3.2; SantéCanada,2015a). Les résultats de ces mêmes études utilisant le DMP (longueur et taille de chaîne similaire) semblent être comparables (Grayetal.,2002). 2000; Liuetal., 2005). La seule exception est une étude du régime alimentaire multigénérationnel chez les rats où on a observé une augmentation de la fréquence de spermatozoïdes anormaux et sans flagelle chez les générations F0 et F1, sans aucun effet sur la fertilité chez l'une ou l'autre génération, de même qu'aucun effet sur les testicules de la progéniture ou sur les divers paramètres, dont la DAG (Fujiietal., 2005). Le gain de poids corporel avant le sevrage chez les générations F1 et F2 a cessé à la dose maximale (1016mg/kgdep.c./jour) et de nombreuses variations du poids d'organes ont été observées, mais aucune anomalie histopathologique n'a été constatée (Fujiietal., 2005). Une étude par Howdeshell et ses collègues (2008) a permis de constater une faible réaction des taux de testostérone testiculaire à des doses aussi élevées que 900mg/kgdep.c./jour, bien que les taux de testostérone sérique n'aient pas été mesurés.

Les résultats d'études menées à l'aide du DEP chez les souris semblent être également semblables aux résultats d'études du DMP sur cette espèce; où les effets ont été observés sur la viabilité et sur la fertilité des nouveau-nés à la dose maximale d'essai du DEP (3640mg/kgdep.c./jour; Lamb,1987). Lors d'une autre étude, aucun effet n'a été observé chez la progéniture après une exposition à dose élevée (4500mg/kgdep.c./jour) au DEP des mères entre 6 et 13jours de gestation (Hardin1987). Comme avec le DMP, la plupart des paramètres de la reproduction touchant directement le système reproducteur mâle, en ce qui a trait au syndrome des phtalates chez les rats, n'ont pas été mesurés à l'aide du DEP administré chez les souris.

Aucune étude sur le développement portant sur l'exposition gestationnelle au DMP ou au DEP chez d'autres espèces n'a été recensée.

En général, la dose maximale sans effet nocif observé(DSENO) lors d'études de la toxicité du DMP sur le développement a été de 750mg/kgdepc/jour lors des études menées au cours de la masculinisation du développement du système reproducteur (Grayetal.,2000; Furretal., 2014). Cette même dose avec effets a été établie par le Chronic Hazard Advisory Panel (CHAP) de la USCSPC(2014). La DMENO d'exposition par voie orale la plus faible associée à la toxicité maternelle était de 3750mg/kgdep.c./jour sur la base d'une diminution transitoire du gain de poids corporel lors d'une étude du régime alimentaire à court terme chez des rats entre 6 et 15jours de gestation, accompagnée d'une augmentation légère, mais significative du poids du foie dès le 20^e jour de gestation (DSENO de 840mg/kgdep.c./jour; Field1993). La DSENO la plus élevée de DMP administrée par voie cutanée pour étudier sa toxicité pour le développement était de 2380mg/kgdep.c./jour et affichait une légère toxicité maternelle chez les rats (HansenetMeyer1989).

9.2.2.2 Exposition aux stades prépubère et pubertaire

Les résultats des études de l'exposition par voie orale à dose répétée chez les rats dont l'appareil reproducteur est encore immature (pendant les 55premiers jours après la naissance) ont prouvé que le DMP n'est pas un agent aussi toxique pour les organes reproducteurs des rats mâles que certains esters phtaliques (p.ex., le DEHP et les autres phtalates à chaîne moyenne). Les sommaires de ces études sont présentés dans le tableau9-13 ci-dessous.

Oishi et Hiraga (1980) ont constaté une diminution significative des concentrations de la testostérone et de la dihydrotestostérone sériques et testiculaires (p inférieur(e) à 0,05) chez les animaux traités. Toutefois, la nocivité sous-tendue par ces résultats est incertaine, car ils n'ont constaté aucun effet sur les testicules (aucune modification du poids des testicules, aucune inhibition de la spermatogenèse et aucune atrophie testiculaire). Nous n'avons pas trouvé d'autres études portant sur d'autres modes d'exposition.

Effets observés d'autres phtalates à chaîne de longueur ou taille similaire

Les résultats d'études menées à l'aide du DMP semblent comparables à ceux d'études effectuées au moyen d'un autre phtalate de longueur ou taille de chaîne similaire, le DEP. Le DEP a également causé une réduction des taux des testostérones sérique et testiculaire chez les rats prépubères après une exposition orale à court terme à des doses très élevées [2000mg/kgdep.c./jour, seule dose évaluée] (OishietHiraga1980). Certains signes indiquent une légère linéarité des spermatozoïdes lors d'une autre étude à une dose de 500mg/kgdep.c./jour (Kwacketal., 2009). On a aussi observé des effets subtils dans les testicules (altérations dans l'ultrastructure cytoplasmique des cellules de Leydig, gonflement des mitochondries et des effets dans le réticulum endoplasmique lisse) chez les rats pubertaires aussi à de très fortes doses, mais ces modifications n'ont pu être reproduites invitro avec le métabolite du DEP, le phtalate de monoéthyle(MEP) (2000mg/kgdep.c./jour; Jonesetal.,1993). Les autres études n'ont pas permis d'observer d'effets chez les mâles à des doses pouvant atteindre 1600mg/kgdep.c./jour (Foster1980; GrayetGangiolli1986; Lietal., 2000).

En raison du manque d'études de l'exposition au DMP par voie cutanée disponibles, nous avons utilisé les résultats d'une étude de quatre semaines à l'aide du DEP chez les souris et les rats pour examiner les effets possibles de l'exposition cutanée à ces phtalates de faible masse moléculaire sur la reproduction à ce stade de la vie. Aucun effet n'a été observé sur les organes reproducteurs ou le poids corporel des rongeurs pubertaires(6semaines), à l'exception de l'augmentation du poids des reins et du foie chez les rats mâles, mais sans changement histopathologique dans ces organes (voir le tableau9-12; NTP1995).

Globalement, la seule DMENO du DMP concernant la toxicité pour la reproduction à ce stade vital après exposition par voie orale était de 1862mg/kgdep.c./jour, se traduisant par la diminution significative des concentrations de testostérone et de dihydrotestostérone sériques et testiculaires chez les jeunes rats mâles exposés à la substance. La DMEO de toxicité systémique était de 1862mg/kgdep.c./jour d'après l'augmentation significative des poids absolu et relatif du foie chez les rats traités au cours de la même étude (OishietHiraga1980).

En ce qui concerne l'exposition cutanée, nous n'avons pas découvert d'informations disponibles sur le DMP. La DSENO la plus faible quant à la toxicité du DEP en tant que substance analogue pour la reproduction chez les rats dont l'appareil reproducteur est encore immature après exposition cutanée est de 2278mg/kgdep.c./jour, cette substance ayant causé une augmentation du poids des reins à des doses de 1332mg/kgdep.c./jour (DMEO) ainsi qu'une légère augmentation du poids du foie à des doses 2278mg/kgdep.c./jour, sans histopathologie chez les jeunes rats (NTP1995). Nous n'avons recensé aucune étude traitant des effets possibles du DMP sur la reproduction d'autres espèces par d'autres voies d'exposition à ce stade de la vie.

9.2.2.3 Exposition par voie orale des mâles adultes matures

Nous n'avons recensé aucune étude, quelle que soit la voie d'exposition au DMP chez les rongeurs mâles adultes (55et plus après la naissance), dans laquelle on aurait mesuré les paramètres de la fonction reproductive. Comme nous le mentionnions plus haut, le DEP a été jugé comme le phtalate analogue «leplusproche» du DMP dans cette sous-catégorie pour une «lecture croisée du risque potentiel qu'il cause. Ces résumés d'études sont reproduits au tableau9-14 ci-dessous.

Une étude relativement récente, conforme aux lignes directrices de l'OCDE et aux bonnes pratiques de laboratoire(BPL) et conçue pour dépister les effets liés à la fonction endocrinienne n'a révélé aucun effet sur les paramètres de la testostérone, des testicules ou des spermatozoïdes chez les rats mâles adultes exposés au DEP (tableau9-14; Shiraishietal., 2006). Il faut souligner que les doses administrées pour cette étude étaient les mêmes que celle de pour l'étude multigénérationnelle décrite plus haut (Fujiietal., 2005) dont les auteurs ont observé une diminution des taux de testostérone sérique chez les mâles F0 dès 197mg/kgdep.c./jour. Les auteurs de cette étude n'ont pas jugé que ces résultats révèlent un effet nocif parce que la diminution observée était trop légère pour nuire à la capacité de reproduction, parce que le degré de cette diminution était plus marqué à la dose moyenne qu'à la dose élevée et parce que les taux étaient tous dans la plage des valeurs du groupe témoin historique pour cette souche de rats. On a aussi observé une augmentation significative de l'incidence des spermatozoïdes anormaux et sans flagelle à la dose moyenne (197mg/kgdep.c./jour) et non à une dose élevée chez les mâles F0 et aux doses moyenne et élevée chez les F1 mâles, mais encore une fois, ces légères diminutions n'avaient pas nui à la capacité de reproduction des mâles F1 adultes (Fujiietal., 2005). De plus, les proportions de spermatozoïdes anormaux et sans flagelle (1à1,5%) ont été assez faibles en comparaison avec les proportions trouvées par d'autres études menées chez la même souche de rats où ces taux chez les rats non traités du groupe témoin se situaient entre 0 et 3,5% (Ateşşahinetal., 2006; Katoetal., 2006; Turketal., 2008; Matsumotoetal., 2008).

Lors d'une étude du NTP (NTP1995), aucun effet de la fertilité chez les deux générations n'a été observé après l'exposition chronique par voie cutanée au DEP (104semaines), chez les rats et les souris, bien que les effets systémiques aient compris des variations de poids des reins, du foie et du cerveau pour les doses d'essai les plus élevées (voir le tableau9-14).

Puisque l'on ne dispose pas d'études traitant des effets possibles du DMP sur la reproduction au stade adulte, des études menées avec le DEP ont servi pour une lecture croisée. La DMEO par voie orale la plus faible observée concernant la toxicité pour la reproduction était de 1016mg/kgdep.c./jour d'après les légers effets enregistrés chez les parents F0 mâles, soit la diminution du taux de testostérone sérique et l'augmentation transitoires des spermatozoïdes anormaux et sans flagelle à la dose moyenne (et non à la dose élevée), ainsi que les faibles diminutions du poids absolu de l'épididyme et du poids absolu des surrénales enregistrées pour cette dose chez les mâles F0 (Fujiietal., 2005). La DSENO la plus faible pour la toxicité systémique du DEP était de 1016mg/kgdep.c./jour (l'augmentation du poids relatif du foie chez les parents F0 mâles à cette dose n'a pas été jugée nocive) (Fujiietal., 2005).

On n'a observé aucun effet du DEP sur la reproduction de rats mâles adultes après une exposition chronique par voie cutanée (DSENO sur la reproduction de 743mg/kgdep.c./jour) accompagnée d'effets systémiques, dont une diminution légère, mais significative du poids absolu du cerveau à 743mg/kgdep.c./jour (DSENO de 230mg/kgdep.c./jour; NTP1995).

9.2.2.4 Exposition des femelles par voie orale

On a recensé six études des effets du DMP sur la reproduction et le développement chez les femelles. Ces études ont été menées sur des rats et des souris exposés au DMP au cours de la gestation (principalement entre 6 et 15jours de gestation, mais aussi entre 1 et 20jours de gestation et le 14^ejour de gestation et 3jours après la naissance) par l'intermédiaire de leurs aliments, par gavage ou par voie cutanée. Aucune étude portant sur deux générations n'était disponible.

On n'a observé aucun effet sur le développement dans les études analysées, même aux doses toxiques pour les mères (la DMENO associée à la toxicité maternelle variait de 200 à 5000mg/kgdep.c./jour). Les DSENO de toxicité pour le développement variaient de 2380mg/kgdep.c./jour (voie cutanée) à 5000mg/kgdep.c./jour (gavage) chez les rats et les souris, respectivement.

Aucun effet sur la reproduction n'a été observé dans les études analysées. Les DSENO de toxicité pour la reproduction variaient de 750 à 5000mg/kgdep.c./jour (gavage) chez les rats et les souris.

Globalement, ces études ne révèlent aucun effet nocif pour les paramètres de la reproduction et du développement chez les femelles après une exposition à des fortes doses de DMP (750mg/kgdep.c./jour ou plus).

Effets observés d'autres phtalates à chaîne de longueur/taille similaire (DEP)

On a recensé neuf études des effets du DEP sur la reproduction ou sur le développement chez les femelles. Ces études ont été menées sur des rats et des souris exposés pendant la gestation à du DEP administré par voie orale, percutanée ou sous-cutanée, et comprennent deux études réalisées sur deux générations (l'une chez les rats et l'autre chez les souris). En outre, une étude visait à déterminer l'activité œstrogénique du DEP au moyen d'un essai biologique invitro sur la liaison des récepteurs des œstrogènes ainsi que d'un essai biologique utérotrophique invivo effectués chez des rats dont l'appareil reproducteur n'est pas mature et qui ont été exposés par injection sous-cutanée. Dans l'ensemble, les résultats des études disponibles indiquent que, à des doses élevées (721à2191mg/kgdep.c./jour), le DEP peut être toxique pour le développement des femelles et causer l'altération de la croissance (organes, poids corporel), la létalité, la tératogénicité (variations: côtes surnuméraires et rudimentaires) et des déficits fonctionnels(foie). Or, tous ces effets nocifs pour le développement observés chez les femelles étaient présents seulement à des doses induisant une toxicité maternelle et étaient essentiellement les mêmes que ceux observés chez les mâles.

L'une des deux études sur deux générations indiquait une toxicité pour la reproduction chez les femelles. On a enregistré une toxicité pour la reproduction (effets sur le développement de l'appareil reproducteur, l'issue de la gestation et le poids des organes liés à la reproduction) chez les parentsF1 seulement (après l'exposition inutero et les expositions subséquentes).

9.2.2.5 Études du système endocrinien

Une étude ciblée, menée par Clewelletal. (2010), a porté sur les effets du monoester de DMP, le MMP, sur la synthèse de la progestérone et de la testostérone dans le système d'essai biologique de la tumeur des cellules de Leydig immortalisées chez la souris (MA-10). On a noté pour le MMP une inhibition faible ou nulle de la synthèse de la testostérone (c.-à-d. aucun changement de l'expression des gènes participant à ce processus) à des concentrations pouvant atteindre 100µM. Au cours de la même étude, les auteurs ont administré des doses d'essai de DMP (et de quatre autres phtalates) chez des rattes en gestation (500mg/kgdep.c./jour, entre 12 et19jours de gestation) et ont analysé les testicules fœtaux pour vérifier la présence des monoesters correspondants; ils ont constaté que les concentrations de MMP étaient 2 à40fois plus élevées dans les testicules que celles des monoesters plus actifs examinés. Une étude plus récente du même groupe à l'aide d'une lignée cellulaire de Leydig(R2C) et de l'administration de MMP (et du monoester du DEP, le MEP) a démontré que les monoesters avaient légèrement réduit la production de testostérone à des concentrations égales ou supérieures à 100µM (Balbuenaetal.,2013). Les auteurs ont conclu qu'il faudrait que les concentrations testiculaires invivocomparables de ces phtalates de faible masse moléculaire soient très élevées pour inhiber la testostérone dans un testicule fœtal (supérieures à 500mg/kgdep.c./jour).

Lors d'une étude menée par Yuanetal. (2012), les microsomes des testicules des humains et des rats ont été utilisés pour l'évaluation de la capacité de 14phtalates à inhiber l'activité de la 3β-hydroxystéroοde déshydrogénase(3βHSD) et de la 17β-hydroxystéroοde déshydrogénase3(17β-HSD3), des enzymes participant à la biosynthèse des androgènes. Le DMP et le DEP n'ont présenté aucune activité microsomique chez les rats et n'ont présenté qu'une activité microsomique faible chez les humains; ils n'ont pas inhibé les activités dans une proportion allant jusqu'à 50% aux concentrations d'essai maximales(1mM).

Un essai biologique invitro sur la liaison des récepteurs des œstrogènes et un essai biologique utérotrophique invivo indiquent que le DEP ne s'est pas fixé aux récepteurs d'œstrogènes et n'a pas eu d'effet sur l'activité œstrogénique ou anti-œstrogénique (Akahorietal., 2008).

9.2.2.6 Toxicité pour la reproduction et le développement: données probantes chez les humains

Les informations disponibles sur les effets possibles des phtalates sur les humains ont été analysées. La recherche effectuée dans les publications scientifiques a permis de recenser des études menées chez les humains, qui étaient axées sur l'aspect épidémiologique et qui ont fait l'objet d'un examen. Cet examen comportait des études transversales, des études cas-témoins et études de cohorte qui portaient sur 14phtalates d'origine et leursmétabolites. Étant donné le grand nombre d'études existantes chez les humains et les divers résultats enregistrés pour ce groupe de substances, toutes les études recueillies ont été cotées d'après leur qualité à l'aide de critères d'évaluation cohérents^{Note de bas de page[11]}(DownsetBlack,1988). On a ainsi disposé d'un outil d'évaluation fiable et objectif qui a permis de prendre en compte les différents aspects de la qualité des études menées selon diverses méthodologies. Voir Annexe G pour une description de la méthode d'évaluation de Downs and Black pour les études épidémiologiques et les définitions des niveaux d'association. On a analysé les cas d'associations statistiquement significatives entre l'exposition et la réaction pour chaque effet sur la santé. De cette analyse, on a conclu par rapport au niveau de preuve qu'une association d'un phtalate avec chaque effet sur la santé était fondée sur la force et sur la cohérence de cette relation ainsi que sur la qualité des études épidémiologiques, d'après les critères de cotation de Downset Black. En fonction de la cote globale obtenue avec la méthode d'évaluation, le niveau de preuve pour une association a été qualifié de suffisant, limité, inadéquat ou preuve ne suggérant pas d'association. Les études qui ont été cotées dans le quartile le plus bas (quartile 1) sur la base de l'évaluation ne sont pas incluses dans le présent rapport. Cette évaluation n'a pas examiné la plausibilité biologique de la relation, ce qui revient à dire qu'aucune inférence causale n'a été établie. Il est possible d'obtenir de plus amples renseignements sur demande auprès de Santé Canada (2015b).

Plusieurs études menées chez les humains ont fait état de résultats pour le DMP et son métabolite, le monométhyl phtalate (MMP) (voir la section 9.2.1), et ces résultats ont été évalués en conséquence. Il y avait des preuves insuffisantes pour une association d'exposition néonatale au MMP par le lait maternel et le rapport d'hormone lutéïnisante (LH)/testostérone chez le les garçons nouveau-nés (Main etal., 2006). Aucune association n'a été rapportée, entre l'exposition au MMP et l'âge de la gestation, les mesures à la naissance (c.-à-d., le poids et la taille à la naissance et la circonférence crânienne), l'âge gestationnel (Wolff etal., 2008; Suzuki etal., 2010) ou les malformations des organes génitaux chez les nouveau-nés mâles (Main etal., 2006.

Aucune association n'a été observée entre les MMP dans l'urine et les taux sériques d'hormones de reproduction chez l'homme (Duty etal., 2005) ou dans les paramètres du sperme. On n'a trouvé aucune association significative entre les concentrations de MMP dans l'urine et les paramètres du sperme (c.-à-d. intégrité, concentration, mobilité et morphologie) (Duty etal., 2003a; Duty etal., 2003b). Buck Louis etal. (2014) ont trouvé une association entre le MMP et un temps plus long avant le début d'une grossesse et la concentration de MMP chez le partenaire masculin, bien que la preuve de cette association était inadéquate comme une seule étude était disponible).

No associations were observed between urinary MMP and serum levels of reproductive hormones in men (Duty et al. 2005) or in sem*n parameters (e.g. DNA integrity in sperm, sperm concentration, motility and morphology) (Duty et al.2003a; Duty et al. 2003b). Buck Louis et al.(2014) found association between MMP and longer time to pregnancy based on MMP concentrations in male partners, although the evidence for this association was inadequate as only one study was available.

Rozati etal. (2008) ont mis en évidence des taux de DMP sérique sensiblement supérieurs dans les cas d'endométriose par rapport au groupe témoin. Toutefois, l'absence d'ajustement pour les facteurs de confusion limite la validité de cette étude.

Il y avait des preuves insuffisantes de l'association entre MMP et certains aspects du fonctionnement comportemental et cognitif chez les enfants (par exemple, des problèmes d'attention, contrôle émotionnel, etc.) (Engel et al. 2010), et aucune association n'a été observée pour MMP avec le fonctionnement social (Miodovnik et al., 2011); tandis que dans certaines études, l'association pour les métabolites individuels tels que MMP n'a pas été signalé (Engel et al., 2009).

Des études plus récentes se sont penchées sur l'associations entre le DMP et événements cibles, mais elles n'ont pas encore été évaluées à l'aide de la méthode de Downs et Black. D'après les conclusions des auteurs, aucune association n'a été trouvée entre le MMP et la kisspeptine-54 chez les filles (Chen etal., 2013) et un retard de croissance intra-utérine (Zhao etal., 2014) et la testosterone chez les deux sexes (Meeker and Ferguson 2014), et le moment de la puberté féminine (Chen et al. 2013).

9.2.3 Autres effets systémiques^{Note de bas de page[12]}

L'exposition aux phtalates est couramment associée à des effets indésirables sur le développement de l'appareil reproducteur chez les animaux de laboratoire, elle est également associée à une série d'effets systémiques. L'exposition à court et long termes à doses répétées de phtalates a également été associée à des effets sur le foie et d'autres organes comme les reins et les testicules.

On a démontré que les phtalates induisaient la prolifération de peroxysomes dans le foie, de même qu'une augmentation du poids du foie chez les rats et les souris, et que ces effets détectés étaient considérés comme les plus sensibles dans plusieurs études sur les rongeurs réalisées au cours des dernières décennies. Dans certains cas, une administration par voie orale à long terme s'est traduite par l'observation d'un cancer du foie. Il est prouvé que le récepteur alpha activé par les proliférateurs des peroxysomes (PPARα) joue un rôle dans les effets sur le foie induits par la prolifération des peroxysomes (Corton et Lapinskas, 2005). Toutefois, il est difficile d'établir la pertinence des effets hépatotoxiques des phtalates observés chez les rongeurs en raison des différences spécifiques aux espèces dans la réponse à la prolifération des peroxysomes. Les rongeurs sont notablement plus sensibles que les humaine à la prolifération des peroxysomes médiée par l'induction du PPARα (ECB, 2008; NICNAS, 2010; CPSC américain, 2010b). Plusieurs études laissent penser que les mécanismes de l'hépatotoxicité des proliférateurs des peroxysomes ne sont pas encore complètement élucidés et que diverses voies existent, dont certaines sont probablement indépendantes des PPARα (Ito etal., 2007; Yang etal., 2007; Eveillard etal., 2009; Ren etal., 2010; CIRC, 2012). Une évaluation détaillée de la toxicité systémique potentielle (mode d'action) de l'exposition aux phtalates peut être obtenue auprès de Santé Canada (2015c).

La présente section contient une analyse des études portant sur les paramètres de toxicité non reproductive.

9.2.3.1 Études avec administration répétée

La base de données sur la toxicité de l'administration répétée du DMP se limite à quelques études subchroniques à court terme par voie orale ou cutanée qui ont été recensées dans la recherche documentaire relative aux effets du DMP sur les rats, les souris et les lapins. Un sommaire des données relatives aux effets du DMP sur la santé suit.

Lors d'une étude sur l'établissem*nt des doses, conçue pour détecter la dose maximale tolérée (DMT) pour le DMP, on a administré à des sourisCD-1 femelles du DMP par gavage à des doses de 0, 875, 1750, 3500, 7000 et 11890mg/kg p.c./jour durant 8jours. On n'a observé aucun effet sur le poids corporel, quelle que soit la dose. On a constaté une mortalité à partir de 3500mg/kg p.c./jour avec un taux de létalité de 10% à ce niveau de dose, une létalité de 50% à 7000mg/kg p.c./jour et une létalité de 100% à la plus forte dose testée. La DMT a donc été fixée à 3500mg/kg p.c./jour (NTP, 1983). Dans une autre étude, aucun effet n'a été signalé lors de l'administration de DMP à des rats par gavage durant 14jours, et ce, jusqu'à 1000mg/kg p.c./jour (Lake etal., 1978). Toutefois, lors d'une seconde étude d'administration orale à des rats, on a observé des changements dans le métabolisme des lipides (une réduction significative du cholestérol hépatique total et des lipides totaux chez les animaux traités, 31% et 9%, respectivement) lors d'une exposition à 0,5% de DMP dans la nourriture durant 21jours (l'équivalent de 250mg/kg p.c./jour, selon une conversion de dose basée sur Santé Canada, 1994). Cependant, le taux de cholestérol sérique était similaire chez les animaux exposés et les témoins (Bell etal., 1978).

La DEMO pour une exposition à court terme par voie orale était de 250mg/kg p.c./jour, basée sur des modifications du métabolisme des lipides chez les rats, et la DMENO était de 3500mg/kg p.c./jour (DSENO de 1750mg/kg p.c./jour) basée sur l'augmentation de la mortalité chez les souris femelles traitées.

Dans une étude d'exposition cutanée à court terme, une DEMO de 4800mg/kg p.c./jour a été rapportée chez des lapins à qui on appliquait du DMP durant 33jours, fondée sur une légère réduction des hématocrites et du poids des testicules à ce niveau de dose. Aucun changement histologique n'a été signalé à la fin de l'étude (Dow Chemical, 1946). Lors d'une étude d'exposition cutanée chez les lapins à qui on appliquait 0; 0,5; 1,0; 2,0 ou 4,0ml/kg (0, 600, 1200, 2400, 4800mg/kg p.c./jour) de DMP pendant 90jours, on a observé un œdème pulmonaire et des lésions rénales (néphrite) chez les animaux à des doses égales ou supérieures à 2400mg/kg p.c./jour (Draize etal., 1948). Lors d'une exposition cutanée de rats mâles à 0, 200, 1250, 2000mg/kg p.c./jour de DMP durant 90jours, des altérations du système nerveux et de la fonction rénale ont été signalées aux deux doses les plus élevées (on ne dispose d'aucun autre détail sur ces effets) (Timofieyskaya, 1976).

Lors de ces études, la DMENO la plus faible pour les expositions à des doses répétées était de 1250mg/kg p.c./jour (DSENO de 200mg/kg p.c./jour) en fonction des altérations du système nerveux et de la fonction rénale chez les rats mâles.

9.2.3.2 Cancérogénicité

Le DMP n'a pas été classé pour sa cancérogénicité potentielle par d'autres organismes internationaux, et les études de toxicité chronique ou de cancérogénicité pour ce phtalate sont limitées.

Lors d'une étude de deux ans sur les rattes exposées à 0; 2,0%; 4,0% et 8,0% de DMP dans le régime alimentaire (l'équivalent de 0, 1000, 2000, 4000mg/kg p.c./jour en fonction d'une conversion de dose basée sur Santé Canada, 1994), on n'a relevé aucune preuve de cancérogénicité. Les effets non néoplasiques observés comprenaient des effets sur la croissance et les reins. Le taux de croissance (gain de poids corporel) dans les groupes de doses de 4% et de 8% était légèrement, mais statistiquement, diminué par rapport aux témoins (l'amplitude du changement n'a pas été rapportée). Aux doses les plus élevées, on a observé des lésions aux reins (Lehman, 1955). En raison de l'ancienneté de l'étude et du peu de détails qu'elle comporte, on ne peut que lui accorder une confiance limitée.

Le National Toxicology Program (NTP) en 1995 a également réalisé une étude sur l'initiation et la promotion de tumeurs lors de l'application de DMP non dilué chez les souris mâles. Le DMP a été testé comme un initiateur, avec et sans le promoteur de tumeur de la peau connu sous le nom de TPA (12-O-tétradécanoylphorbol-13-acétate), et en tant que promoteur, avec ou sans l'initiateur de tumeurs de la peau connu sous le nom de DMBA (7,12-dimethylbenzanthrancène). Dans l'étude d'initiation, on administrait 0,1ml de DMP aux souris sur la peau durant la semaine1, puis on appliquait 0,005mg de TPA, 3fois/semaine durant 8semaines, puis 0,0025 de TPA 2 fois/semaine pendant 44semaines pour un total de 52semaines de promotion. Dans l'étude de promoteur, on traitait les souris une fois pendant la semaine1 avec 0,05mg de DMBA, suivi par les applications de 0,1ml de DMP, 5fois/semaine pour un total de 52semaines. On n'a observé aucune preuve de promotion de carcinogenèse cutanée. L'incidence du papillome ou carcinome spinocellulaire dans le groupe d'initiation du DMP (0/50) comme dans le groupe de promotion du DMP (1/50, papillome spinocellulaire) était similaire aux témoins (0/50).

Les données dont on dispose laissent penser que le DMP n'est pas susceptible d'induire de tumeurs chez les animaux de laboratoire exposés par voie orale ou cutanée.

Études de cancérogénicité réalisées avec les autres phtalates ayant une longueur de chaîne similaire (DEP)

Aucune organisation n'a classé le DEP pour sa cancérogénicité.

Outre une étude de toxicité cutanée d'une durée d'un an chez les souris mâles dans lequel DEP n'a démontré aucune activité comme initiateur ou promoteur, à l'instar du DMP (NTP, 1995); le NTP a également mené des études de cancérogénicité à long terme par voie cutanée avec le DEP chez les rats et les souris.

Lors de l'étude sur le rat, le DEP non dilué était appliqué sur la peau rasée de ratsF344/N mâles et femelles à des doses de 0, 100 ou 300μL/animal par jour (équivalentes à 0, 230 et 743mg/kg p.c./jour chez les mâles et 0, 379 et 1170mg/kg p.c./jour chez les femelles (calculé avec le facteur de conversion de dose de la CPSC des États-Unis, 2011), cinq fois par semaine pendant 104semaines (NTP, 1995). On n'a rapporté aucune preuve de cancérogénicité quel que soit le sexe. Néanmoins, les auteurs ont noté la sensibilité réduite de l'étude chez les mâles puisqu'au moment du sacrifice final, la survie était réduite de manière significative chez tous les groupes (survie chez les mâles: 8%, 12% et 12%, à des doses de 0µl, 100µl et de 300µl, respectivement). Une augmentation de l'acanthose épidermique, minimale à légère, due autraitement a été remarquée chez les deux sexes au point d'application, et fut interprétée comme une réaction adaptative à l'irritation. Durant une évaluation réalisée après 15mois d'exposition (sacrifice en cours d'étude), on a signalé une diminution faible, mais significative, du poids absolu du cerveau chez les mâles à la plus forte dose testée (environ 5 à 6% plus petit que les témoins, sans changements histopatologiques signalés) (NTP, 1995). La DSENO pour les effets non cancérogènes lors de cette étude a été établie à 230 et 1170mg/kgp.c./jour pour les rats mâles et femelles, respectivement.

Dans une étude sur la souris, le DEP dissous dans l'acétone était appliqué sur la peau rasée de la région intrascapulaire des sourisB6C3F1 mâles et femelles à 0; 7,5; 15 ou 30μL/animal par jour (l'équivalent de 0, 191, 387 ou 775mg/kg/jour chez les mâles et 0, 209, 415 ou 834mg/kg/jour chez les femelles; selon une conversion de dose de la CPSC des États-Unis, 2011), cinq jours par semaine durant 103semaines. Lors du sacrifice à la fin de l'étude, la survie et le poids corporel moyen des souris exposées étaient similaires à ceux des témoins. Même si le point d'application ne montrait pas de signe de toxicité ou de néoplasie, une augmentation significative de l'incidence des lésions prolifératives non néoplasiques (foyers basophiles) a été observée dans le foie des mâles à dose moyenne. Une augmentation importante de l'adénome ou du carcinome hépatocellulaire combinée a également été observée chez les mâles à forte dose, même si elle se retrouvait dans la gamme des témoins historiques. Les augmentations de l'incidence de l'adénome ou du carcinome hépatocellulaire combiné étaient également observées chez les femelles exposées à des doses faibles et moyennes, mais pas à la dose supérieure. En raison cette absence de tendance dans la dose-réponse chez les femelles et parce que le taux d'incidence chez les mâles à haute dose se situait dans la gamme des témoins historiques, le NTP a indiqué que les augmentations marginales des néoplasmes hépatocellulaires chez les souris ont été considérées comme des conclusions incertaines, car elles ne fournissent qu'une preuve ambivalente de l'activité cancérogène (NTP, 1995). Lors du sacrifice en cours d'étude à 15mois, une réduction du poids corporel moyen (8% inférieur à celui des témoins) a été signalée chez les femelles à la plus forte dose, ainsi qu'une augmentation significative du poids relatif des reins chez les femelles aux deux plus fortes doses. La DSENO pour les effets non néoplasiques dans cette étude correspondait respectivement à 775 et 415mg/kg p.c./jour pour les mâles et pour les femelles.

En conclusion, les informations dont on dispose indiquent que le DEP n'est probablement pas cancérogène.

9.2.3.3 Génotoxicité

Les essais sur la génotoxicité du DMP obtenus in vitro et in vivo donnent des résultats contradictoires.

Lors des essais in vitro, on a observé des résultats contradictoires avec le DMP lors du test de mutation bactérienne sur les souches de Salmonella typhimurium TA98, TA 100, TA 1535 et TA 1537, avec et sans activation métabolique. Dans certaines études, le DMP n'était pas mutagène (Zeiger etal., 1985; Kozumbo et Rubin, 1991; Kubo etal., 2002). Lors de certains tests, le DMP induisait des mutations dans les souches de Salmonella typhimuriumTA100 ou TA 1535 en l'absence, mais pas en présence, d'activation métabolique (Kozumbo etal., 1982; Seed, 1982; Argawal etal., 1985). Dans un essai de résistance à la 8-azaguanine, le DMP n'était pas non plus mutagène à la fois en présence et en absence d'activation métabolique (Seed, 1982). Dans les tests de mutation sur cellules de lymphome de la souris et l'essai d'échange de chromatides sœurs provenant des ovaires de hamsters chinois [OHC], des résultats négatifs ont été signalés sans activation métabolique, mais des résultats positifs ont été observés en présence d'activation métabolique (Chemical Manufacturers Association,1986; Loveday etal., 1990; Barber etal., 2000). Des résultats négatifs ont été observés dans un essai de transformation cellulaire dans les cellulesBALB/3T3, et dans les tests d'aberration chromosomique dans les cellules OHC et les leucocytes humains, avec ou sans activation métabolique, respectivement (Tsuchiya et Hattori, 1976; Loveday etal., 1990; Barber etal., 2000).

Certaines études in vivo où le DMP était administré sur la peau ou par voie intrapéritonale (IP) ont été recensées dans les revues scientifiques. Le DMP a produit des résultats négatifs aux essais de létalité dominante à la suite d'une administration cutanée et par IP (Timofieyskaya, 1976; Yurchenko et Gleiberman, 1980). De la même manière, aucune lésion chromosomique n'a été observée dans la moelle osseuse des souris lors d'un essai d'aberration chromosomique réalisé avec une injection IP de DMP. Toutefois, une augmentation faible, mais significative, dans les aberrations chromosomiques a été observée dans le foie des rats à la suite d'une exposition cutanée pendant un mois au cours de cette étude (Yurchenko, 1977).

9.2.3.4 Preuve de toxicité systémique chez l'humain

Une analyse de l'information disponible sur les effets systémiques potentiels des phtalates chez l'humain a été réalisée (Santé Canada, 2015b). Voir l'annexeG pour une description de l'approche d'évaluation de Downs et Black pour les études épidémiologiques et les définitions des niveaux d'association.

Il y avait de preuve insuffisante sur les association du MMP et le diabète (Lind etal., 2012a) et la fonction cardiovasculaire (Lind et Lind, 2011; Olsen etal., 2012; Shiue 2013; Trasande et al, 2014) et l'obésité chez les femmes âgées (Lind etal., 2012b). Il y avait de preuve insuffisante pour une association inverse entre le MMP et le tour de taille chez les enfants (Wang et al. 2013).

Les taux de DMP dans la poussière intérieure et les métabolites urinaires correspondant au MMP n'étaient pas associés aux symptômes allergiques (asthme, rhinite allergique, eczéma, etc.) (Kolarik etal., 2008b; Hsu etal., 2012, Hoppin et al. 2013).

Des études plus récentes ont mis en évidence des associations entre le DMP et divers événements cibles, mais elles n'ont pas encore été évaluées à l'aide de la méthode de Downs et Black. Des associations significatives entre le DMP et la rhinite allergique chez l'enfant (Bamai etal., 2014) ont été signalées dans la poussière intérieures, et la rhinite allergique chez les enfants ( Bamai et al . 2014), mais aucune association significative n'a été trouvée pour d'autres résultats connexes et dans la poussière multi-surface. Des associations significatives ont été signalées entre MMP et la pression artérielle considérant les deux sexes ensemble (Shiue 2014a,b; Shiue et Hristova 2014) et chez les hommes uniquement (Shiue et Hristova 2014). Cependant, aucune association statistiquement significative n'a été observée chez les femmes de façon unique (Shiue et Hristova 2014).

Le DMP n'a pas été classé pour sa cancérogénicité possible par d'autres organismes internationaux. Même si les études de toxicité chronique et de cancérogénicité sur le DMP restent limitées, les données dont on dispose laissent penser que ce phtalate n'induit probablement pas de tumeurs chez les animaux de laboratoire exposés par voie orale ou cutanée.

La réflexion sur l'information existante sur la génotoxicité fait apparaître des résultats mitigés par les essais in vitro et in vivo. Toutefois, les phtalates sont généralement considérés comme des substances non génotoxiques.

La base de données des effets sur la santé du DMP ne montre aucune preuve d'effets indésirables sur le développement, la fonction reproductrice et les autres organes après une exposition. Aucun effet n'a été observé sur le mâle en développement en ce qui concerne le syndrome des phtalates chez le rat (RPS) à des doses allant jusqu'à 750mg/kg p.c./jour, ni aucun autre effet sur les autres paramètres du développement, hormis ce syndrome, à des doses aussi élevées que 3570mg/kg p.c./jour. Il est impossible d'exclure la probabilité d'effets à des doses supérieures, similaires à ceux observés à des stades ultérieurs de la vie où les diminutions des taux de testostérone sérique et testiculaire sont apparues chez les rats pubères (1000mg/kg p.c./jour), même si ces niveaux de doses n'ont aucune pertinence chez l'humain. On n'a également observé aucun effet pour la reproduction chez les mâles adultes lors d'une exposition au DEP, un analogue du DMP, et il semble qu'il n'y ait pas eu des différences dans les effets en fonction des diverses voies d'exposition (orale versus cutanée). En se fondant sur l'information dont on dispose à l'heure actuelle, il ne semble pas qu'un stade de la vie soit plus sensible qu'un autre.

Il est impossible de tirer des conclusions sur une sensibilité plus grande de la souris rap rapport au rat, car on ne dispose d'aucune étude examinant les paramètres utilisés pour mesurer le RPS dans cette espèce avec le DMP ou le DEP (voir les tableaux9-15 et 9-16 pour le sommaire des effets critiques du DMP [ou du DEP] servant à la caractérisation des risques).

Un examen de la toxicité potentielle du DMP pour le développement a montré que ce phtalate à courte chaîne n'a pas non plus d'effet sur la femelle en développement ou la capacité de reproduction des femelles adultes à des doses relativement élevées.

À la suite d'une exposition à doses répétées, la DMENO la plus faible pour l'exposition cutanée subchronique était de 1250mg/kg p.c./jour (DSENO de 200mg/kg p.c./jour), basée sur les altérations du système nerveux et de la fonction rénale chez les rats mâles exposés durant 90jours. La DMENO la plus faible pour l'exposition cutanée chronique recensée dans une étude de deux ans sur des rats avec l'analogue du DEP était de 743mg/kg p.c./jour (DSENO de 230mg/kg p.c./jour), basée sur une diminution légère, mais significative du poids absolu du cerveau chez les mâles. Dans une étude correspondante sur la souris, la DMENO la plus faible pour une exposition chronique était recensée à 834mg/kg p.c./jour (DSENO de 415mg/kg p.c./jour), basée sur une réduction du poids corporel moyen chez les femelles.

Voir le tableau9-17 pour un sommaire des effets critiques du DMP qui seront utilisés pour la caractérisation des risques.

Pour le DMP, la source d'exposition prédominante est le lait maternel et la nourriture, avec la contribution de l'air intérieur et de la poussière. Les produits d'hygiène et les cosmétiques constituent des sources supplémentaires d'exposition.

En ce qui concerne l'utilisation des adhésifs, des mastics et des revêtements qui contiennent du DMP, l'exposition ne semble pas poser de problème pour la santé humaine pour les raisons suivantes:

L'absorption cutanée des phtalates à chaîne courte chez le rat est faible (10%), et il est prouvé que la peau humaine est moins perméable que celle des rats aux diesters des phtalates. De plus, la rétention dans la peau du rat est de trois à six fois supérieure à celle de l'humain (Mint et Hotchkiss, 1993; Mint etal., 1994). La distribution dans les tissus des rats s'effectue généralement lentement et ne montre aucune accumulation, alors que l'excrétion se produit rapidement en quelques heures ou en quelques jours.

L'exposition découlant de l'utilisation de ces produits serait de très courte durée (aiguë) par voie cutanée.

Les phtalates, en général, ne sont pas considérés comme ayant une toxicité aiguë, puisque les niveaux de DL50 de l'exposition cutanée se situent à un minimum de deux à cinq fois supérieur aux valeurs orales (Draize etal., 1948; Eastman Kodak, 1978; David etal., 2001; Monsanto Company, 1970 cité dans EPA des États-Unis, 2006, 2010).

L'information sur la toxicocinétique cutanée aiguë indique que les organes reproducteurs constituent une cible et que la durée d'exposition et de présence du DEP et du DMP dans d'autres tissus (adipeux et musculaires) est extrêmement faible après 7jours (0,3 à 0,6% de la dose appliquée; Elsisi etal., 1989).

De telles indications corroborent les évaluations d'autres organismes centrées sur des expositions répétées (AEPC,2013a; CPSC américaine CHAP,2014).

Des incertitudes sont associées à l'utilisation du DEP pour caractériser les effets du DMP sur la santé humaine, lorsqu'on ne dispose pas de données toxicologiques pour un stade particulier de la vie ou une voie ou une durée d'exposition.

Il n'existe aucune étude sur la toxicité pour le développement neurologique par une quelconque voie d'administration, de même qu'aucune étude sur deux générations pour le DMP. Les autres études restantes concernant le DMP et sa toxicité sur le développement de l'appareil reproducteur se limitent généralement à une espèce (le rat), à une dose et, la plupart du temps, elles portent sur les mâles. Certaines incertitudes sont associées avec la signification biologique potentielle des effets, mais également avec la sensibilité des effets après l'exposition à ce groupe de substances à la fois chez les hommes et les femmes, mais l'information existante ne permet pas de tirer un autre type de conclusion.

Il manque d'études sur le DMP à doses répétées à court et long terme par inhalation de même que des études de cancérogénicité limitées par voie orale ou cutanée. Par conséquent, l'incertitude demeure en ce qui a trait à la cancérogénicité potentielle et la toxicité chronique de ce phtalate. Toutefois, on dispose d'études de cancérogénicité pour l'analogue, le DEP afin de traiter ce critère d'effet toxicologique.

Même si une évaluation rigoureuse a été menée sur les données épidémiologiques humaines, il existe toujours des incertitudes sur la pertinence des études portant sur le risque potentiel de certains phtalates pour les humains. Des études épidémiologiques rigoureusem*nt menées et démontrant des associations cohérentes et robustes entre un facteur d'exposition et un résultat pourraient démontrer solidement une inférence causale. Toutefois, les études observationnelles sur diverses populations présentent des difficultés, tant pour la mesure de l'exposition que pour la mesure du résultat, les biais et les facteurs de confusion qui leur sont inhérents (Lucas et McMichael, 2005). La majorité des études épidémiologiques examinées étaient transversales et il n'était donc pas possible d'établir une séquence temporelle où l'exposition précédait les conséquences. Qui plus est, plusieurs résultats associés avec l'exposition humaine aux phtalates dans les études épidémiologiques présentent de très longues latences (comme le cancer, le diabète, l'obésité, les maladies cardiovasculaires) et des étiologies multifactorielles (localisation géographique, statut socio-économique, facteurs liés au mode de vie, propension génétique, facteurs de stress non chimiques) et sont par nature chroniques, alors que les phtalates ont des demi-vies biologiques courtes et que leur mesure correspond donc à un aperçu de l'exposition récente. En outre, les données de biosurveillance indiquent que l'exposition à certains phtalates est omniprésente et ne peut donc pas être dichotomisée comme présente ou absente, mais qu'il s'agit plutôt d'une variable continue, souvent avec une gamme limitée.

Il est possible d'argumenter que même en l'absence de méthodes cohérentes, une association robuste devrait aboutir à des résultats cohérents (La Kind etal., 2012), les études épidémiologiques concernant les phtalates continuent de se caractériser par leur reproductibilité médiocre. Pour ajouter à ce manque de clarté, il faut mentionner l'exposition simultanée des humains à de multiples phtalates issus de multiples sources et de multiples voies, de même qu'à d'autres agents environnementaux susceptibles de présenter des effets qui coïncident, entre autres, le bisphénolA et certains métaux et composés organochlorés, comme les biphényles polychlorés (BPC) les dioxines et les divers pesticides organiques persistants. Dans son rapport final sur les phtalates de 2014, le Chronic Hazard Advisory Panel (CHAP) des États-Unis a conclu que malgré l'existence d'un nombre croissant d'études ayant rapporté des associations entre l'exposition aux phtalates et la santé humaine, et le signalement de la plupart des effets sur la santé, compatibles avec un syndrome de dysgénésie testiculaire chez l'homme, de telles études présentent des limitations reconnues et similaires à celles décrites ci-dessus. Elles n'ont donc pas servi pour la caractérisation des risques (US CPSC CHAP, 2014). Un autre examen récent a également mis en évidence des preuves épidémiologiques, minimales à faibles, pour les associations des effets des phtalates sur la reproduction et le développement dans la plupart des cas (Kay etal., 2014).

L'estimation des absorptions de DMP depuis le milieu naturel est entachée d'incertitudes en raison du peu de données de surveillance dont on dispose pour l'air, l'eau potable et le sol. Les estimations sur les absorptions provenant de la poussière domestique suscitent une confiance modérée à élevée, puisqu'elles sont représentatives de l'exposition potentielle de la population canadienne en général, étant donné que les estimations d'exposition se fondent sur une étude canadienne de surveillance de la poussière intérieure.

Pour quantifier l'exposition par voie orale découlant de la présence de DMP dans la nourriture, nous avons utilisé pour l'analyse des études réalisées aux États-Unis et en Grande-Bretagne. Par conséquent, une incertitude demeure puisque ces absorptions étaient ensuite extrapolées pour la population canadienne en général. Une incertitude est également associée aux estimations sur l'exposition calculée découlant de la présence du monoester de DMP (MMP) dans le lait maternel et les préparations pour nourrissons. Cette incertitude découle de la quantification de l'exposition (conversion de l'exposition au métabolite en exposition de la mère au phtalate) et de l'évaluation des marges d'exposition entre les absorptions dérivées de l'exposition au métabolite (pour les nourrissons ingérant du lait maternel ou des préparations contenant du MMP) des études toxicologiques évaluant les effets de l'exposition de la mère au phtalate.

Pour déduire les estimations des doses absorbées à partir des données de la biosurveillance qui comportent des incertitudes, il a fallu faire un certain nombre d'hypothèses. Autrement dit, présumer que les échantillons ponctuels d'urine sont représentatifs d'une concentration quotidienne à l'état d'équilibre ou faire des suppositions sur l'utilisation des concentrations corrigées de créatinine. Il est toutefois possible de considérer ces hypothèses sur la déduction de l'absorption comme fiables, car elles sont appropriées et prudentes.

De plus, il existe des incertitudes liées à l'utilisation des chiffres dérivés de le National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES) pour l'absorption de DMP comme substituts pour la population canadienne et l'utilisation de références croisées (excrétion fractionnelle du MnBP au lieu du MMP) pour dériver les estimations d'exposition. Cependant, la base de données de biosurveillance pour DMP inspire une grande confiance, car elle représente un grand nombre de données recueillies récemment chez les individus en Amérique du Nord.

Les marges d'exposition par inhalation de fixatif en aérosol n'ont pas été évaluées en raison de l'insuffisance de données de toxicité par inhalation et de l'absence d'études de toxicité robustes pour évaluer l'exposition chronique par voie orale (empêchant les extrapolations d'une voie à l'autre).

Il existe également une incertitude concernant l'utilisation d'une dose cutanée en tant que paramètre pour évaluer le risque associé à des absorptions internes dans les données de biosurveillance (toutes sources et voies d'exposition), lorsqu'il est prévu que l'absorption cutanée de cette substance est inférieure à 100% chez les rats (inférieur(e) à 10%, voir la section 9.2.2). Toutefois, l'ampleur des marges d'exposition (348485 à supérieur(e) à 1million) est considérée comme adéquate pour prendre en compte cette incertitude. De plus, puisque la peau des rats est plus perméable que celle des humains pour un phtalate similaire (DEP), on peut vraisemblablement en déduire des doses systémiques plus faibles chez l'humain (voir la section 9.2.2).

L'absence de données, ou leur caractère limité, sur les effets pour la santé par toutes les voies et durées d'exposition pertinentes exige de faire une extrapolation d'une voie à l'autre ou l'utilisation de seuils d'effets à partir d'études dont la durée d'exposition est plus ou moins longue que les scénarios d'exposition. En cas d'incohérences dans les scénarios de durée, à condition que l'exposition quotidienne soit comparée aux seuils des effets sur la santé provenant d'études animales de plus longue durée, on peut faire confiance aux marges d'exposition dérivées qui sont prudentes.

L'incertitude est reconnue en matière de biodisponibilité orale potentielle du DMP après l'administration et, par conséquent, l'estimation de l'exposition systémique à laquelle des effets ont été observés dans les études sur l'animal. Néanmoins, l'information limitée sur l'absorption orale de phtalates à chaîne courte qui avoisinerait 100% (voir la section 9.2.1) incite à considérer que les marges d'exposition sont adéquates lors de prise en compte de cette incertitude.

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Les données sur la présence de DMP ont été obtenues d'une étude américaine de l'alimentation totale (Schecter etal., 2013) et les données manquantes ont été complétées par des données d'une étude anglaise de l'alimentation totale (Bradley etal., 2013b).

On a attribué une valeur de ½LD aux données sur la présence de DMP dans les aliments qui était inférieure à la LD (limite de détection) analytique. Une valeur de zéro a toutefois été attribuée à tous les échantillons au sein d'une vaste catégorie d'aliments, si aucun échantillon de la catégorie ne contenait des concentrations de phtalates mesurables au-dessus de la LD.

Les concentrations DMP dans les aliments individuels ont été mises en correspondance avec les chiffres de consommation de ces aliments qui ont été révélés par l'Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes (ESCC) - Cycle 2.2 sur la nutrition (Statistiques Canada 2004), afin de générer des distributions de l'exposition aux phtalates pour divers groupes d'âge-sexe. L'ESCC comportait un volet sur le rappel des aliments consommés au cours de 24 heures par plus de 35000 répondants de tous les âges partout au Canada.

Si un élément d'une gamme de produits alimentaires figure dans une recette qui a été mise en correspondance avec un ensemble d'aliments analysés, les niveaux de phtalates associés à la recette ont été attribués à l'ingrédient. Si un élément d'une gamme de produits correspondait à un ensemble d'aliments analysés, on a attribué les niveaux de phtalates de l'élément. Pour le DMP, 989 aliments et 23 recettes ont été jumelés à la liste des aliments analysés.

Équation 1:

Absorptions quotideinnes (µg/kg mc•day) = [C_métabolite (mole/g Cr) × TEC (g/jour) × MM_parent (g/mole)] / [EUF × MC (kg)]

où:

C _métabolite:

concentration molaire du métabolite

TEC:

taux d’excrétion de créatinine, d'après l'équation de Mage

MM:

masse molaire du DMP, 194 g/mole

EUF:

valeur d’élimination urinaire fractionnaire de MMP: 0,69

MC:

masse corporelle du participant

Étape 1: Convertir les concentrations de métabolites urinaires en mole/g Cr

Équation 2:

C_métabolite (mole/g Cr) = [C_{métabolite Cr} (µg/g Cr)] / [MM_métabolite (g/mole)]

A. Conversion des concentrations urinaires de MMP (estimation de l'absorption quotidienne de DEP)

C_MMP (mole/g Cr) = [C_{MMP Cr} (µg/g Cr)] / 180 (g/mole)

Étape 2: Calculer le TEC pour chaque participant individuel à l’aide de l’équation de Mage

Étape 3: Estimer l’absorption quotidienne moyenne à l’aide de l’équation 1.

Analyse statistique: Les données ont été analysées avec les logiciels SAS9.2 (SAS Institute Inc., USA) et SUDAAN10.0.1 (RTI International, USA). Les estimations de variance ont été produites en utilisant l'approche de linéarisation de Taylor, telle que recommandée dans les directives d'analyse de la NHANES. Toutes les analyses ont été pondérées en utilisant les poids de l'enquête NHANES (sous-échantillon de l'environnement), afin d'être représentatives de la population américaine. Nous avons attribué une valeur de LD/2 aux concentrations de phtalates qui étaient sous la limite de détection (LD).

Estimation du taux d'excrétion de créatinine: Nous avons calculé le taux d'excrétion de la créatinine de chaque participant à l'étude à l'aide des équations de Mage (Huber etal., 2010). Nous avons appliqué pour tous les participants l'ajustement pour l'adiposité. décrit dans l'information supplémentaire (Huber etal., 2010) et, pour les enfants de moins de 18 ans, l'ajustement de la surface du corps. Nous avons calculé l'IMC selon l'âge pour l'ajustement pour l'adiposité en utilisant la totalité de l'échantillon du National Health Ann Nutrition Examination Survey (NHANES). Les ensembles de données sur les phtalates des NHANES de 2009-2010 et de 2011-2012 comportaient 58 garçons et 49 filles qui excédaient les limites de taille corporelle des équations de Mage (186cm pour les garçons et 172cm pour les filles). Les équations de Mage ont été appliquées directement aux tailles observées, afin d'extrapoler les taux d'excrétion de créatinine de ces participants. Les taux d'excrétion prévus pour ces personnes semblaient être raisonnables malgré l'extrapolation.

Estimation de l'ingestion: Nous avons estimé la dose journalière de chaque phtalate absorbée par chaque participant, à l'aide de l'équation suivante (David etal., 2000; Koch etal., 2007):

Équation 1:

Absorptions quotideinnes (µg/kg mc•day) = [UC_Cr(µg/g Cr) / MM_M] × [(CER (g/jour) × MM_D) / (MC (kg) × EUF)]

Le UC_Cr est la concentration de monoester dans l'urine ajustée pour la créatine. MC désigne la masse corporelle. MMD et MMM sont respectivement la masse moléculaire du monoester et du diester. Chaque DMP a un seul métabolite de monoester mesuré par le NHANES (MMP). Les masses moléculaires sont respectivement de 194,19 et 180,16g/mole pour les DMP et MMP.

L'excrétion urinaire fractionnelle (UEF) est définie comme la fraction de la dose de l'exposition au diester excrétée sous forme de monoester dans l'urine, calculée sur une base de molaire (0,69 pour MMP).

Pour chaque diester de phtalate sélectionné, l'apport quotidien pour chaque participant à l'étude a été calculé à l'aide de l'équation1. On a calculé les moyennes arithmétiques et géométriques de l'apport quotidien, ainsi que les centiles choisis avec un intervalle de confiance à 95%, pour la population américaine par groupe d'âge et le sexe. Les statistiques descriptives ont été calculées en utilisant la procédure DESCRIPT du logiciel SUDAAN.

Nous avons recensé et évalué un certain nombre d'approches systématiques permettant d'évaluer la qualité des études épidémiologiques. La méthode Downs Ann Black a été sélectionnée en raison (1)de son applicabilité à la base de données sur les phtalates, (2)de son applicabilité à plusieurs plans d'étude, (3)de sa validité et fiabilité avérées, (4)de sa simplicité, (5)du petit nombre de composantes et (6)de sa portée épidémiologique. La méthode Downs et Black comporte 27 questions réparties dans les cinq domaines suivants: 1)rapports, 2)validité externe, 3)biais de l'étude de la validité interne, 4)biais de confusion et de sélection de la validité interne, 5)la puissance de l'étude. La qualité globale de l'étude est évaluée sur échelle numérique pour chacune des cinq catégories. La fourchette de l'échelle permet une plus grande variabilité dans la qualité des études. Les 27 questions sont applicables à des études d'observation, y compris les études cas-témoins, les études de cohorte et les études transversales et les essais contrôlés randomisés.

A l''aide de l'outil de Downs et Black, nous avons attribué une note de qualité aux études retenues pour une évaluation.. Comme préalablement mentionné, cet outil de Downs et Black permet d'établir une note sur une échelle de 27 questions. Il existe une note maximale attribuable à chaque plan d'étude épidémiologique (elle est de 21 pour les études de cohorte, 18 pour les études cas-témoins et 17 pour les études transversales). Nous avons réparti les études en quartiles en fonction de la répartition de la notation pour chaque plan d'étude. La figureG-1 montre la répartition de la notation pour les études de cohorte, cas-témoins et transversales. Les études transversales moyennes et les études cas-témoins étaient de 13.1 alors que les études de cohorte, leur note moyenne était la plus élevée que toutes les autres, soit de 14,4.

Figure G-1. Répartition des notes de Downs et Black, en fonction du plan d'étude

Nous avons évalué l'association potentielle entre l'exposition aux phtalates et chaque résultat de santé en fonction de la force et de la cohérence, ainsi que la qualité des études épidémiologiques qui a été déterminée en fonction de la note du système de Downs et Black. Les descriptions des niveaux de preuve d'association sont les suivantes:

1. Preuve suffisante d'une association: la preuve est suffisante pour conclure qu'il y a une association. C'est-à-dire une association entre l'exposition à un phtalate ou à son métabolite et une répercussion sur la santé a été observée dans quel cas où pour établir une implication de causalité, on doit observer un lien positif dont on peut exclure avec une confiance raisonnable qu'il est le fruit du hasard, de biais et de facteurs de confusion connus. Pour conclure à une association causale, il faut faire un examen complet de la biologie et de la toxicologie sous-jacente, ce qui dépasse la portée de la présente étude.
2. Preuve limitée d'une association : la preuve suggère ici une association entre l'exposition à un phtalate ou à son métabolite et une répercussion sur la santé. Toutefois, on ne pouvait pas exclure avec une certitude raisonnable que c'est le fruit du hasard, de biais ou de la confusion.
3. Preuve suggérant aucune association: La qualité, la cohérence et la puissance statistique de l'étude disponible ne permettent pas de tirer une conclusion relative à la présence d'un lien de causalité ou à son absence.
4. La preuve suggérant aucune association: Les études disponibles sont mutuellement compatibles en ne montrant pas d'association entre le phtalate d'intérêt et les résultats mesurés sur la santé.

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