Fluorures inorganiques - LSIP1

3.0 Évaluation de la « toxicité » au sens de la LCPE

3.1 Alinéa 11a) - L'environnement

Des fluorures inorganiques sont produits au Canada et rejetés dans l'environnement canadien à partir de sources anthropiques (estimées à 23 500 tonnes par année) et de sources naturelles (quantités inconnues). Les fluorures inorganiques gazeux (par exemple le fluorure d'hydrogène et l'hexafluorure de soufre) sont principalement émis dans l'atmosphère alors que les composés solides (par exemple le fluorure de sodium et le fluorure de calcium) se retrouvent dans les milieux aquatiques et terrestres.

Aux fins de l'évaluation de la «toxicité» des fluorures inorganiques au sens de l'alinéa 11a) de la LCPE, l'évaluation tient compte principalement des compartiments de l'environnement où les fluorures sont en plus grande concentration et où les organismes vivants sont le plus à risque de souffrir d'une exposition au fluorure et de ses effets au Canada (par exemple la phytotoxicité dans le cas des fluorures atmosphériques, l'impact des fluorures dissous dans l'eau sur le biote aquatique et l'exposition de la faune par le biais de la consommation de végétaux).

On estime que le fluorure d'hydrogène est le fluorure inorganique qui nuit le plus aux plantes terrestres. La phytotoxicité de ce composé a fait l'objet d'études exhaustives (Weinstein, 1977). L'espèce végétale qui s'est révélée la plus sensible lors des essais, soit le glaïeul (Gladiolus grandiflorus), présente une nécrose importante des tissus à des concentrations de fluorure aussi faibles que 0,35 µg/m³. En outre, d'autres études contrôlées en serre et sur le terrain ont signalé des seuils de nocivité similaires pour diverses espèces : 0,44 µg/m³pour les pommes (Malis domestica borkh), 0,54 µg/m³pour le haricot à rames (Phaseolus vulgaris Linné) et 0,9 µg/m³pour le sapin baumier (Abies balsamea), l'épinette noire (Picea mariana) et le mélèze laricin (Larix laricina). Dans tous les cas, la phytotoxicité du fluorure était positivement corrélée à la concentration et à la durée de l'exposition. La concentration moyenne de fluorures inorganiques (surtout le fluorure d'hydrogène) mesurée dans l'air à divers endroits au Canada varie de 0,01 à 1,0 µg/m³de fluorure; les concentrations les plus élevées sont mesurées dans le voisinage (dans un rayon de quelques kilomètres) de sources industrielles connues au Canada, et la plupart des données se situent dans la même fourchette que les seuils d'effets pour plusieurs plantes terrestres sensibles.

La sphaeriinée (Musculium transversum) et la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) sont parmi les espèces aquatiques d'eau douce les plus sensibles aux effets des fluorures inorganiques, comme en témoignent la CL₅₀-8 semaines de 2,8 mg/L de fluorure pour la sphaeriinée et la CL₅₀-20 jours de 3,7 mg/L pour la truite arc-en-ciel (13 °C, 3 mg de CaCO₃/L). L'artémia (Artemia salina) et les amphipodes Grandidierella lutosa et G. lignorum sont parmi les espèces marines les plus sensibles : la concentration minimale avec effet observé était de 5,0 mg/L de fluorure pour le retard de croissance sur 12 jours chez l'artémia et de 6,9 mg/L de fluorure pour la production d'oeufs sur 90 jours chez les amphipodes. En divisant la concentration minimale avec effet observé par un facteur de 10 pour tenir compte des différences de sensibilité entre les espèces et pour extrapoler les résultats de laboratoire aux conditions sur le terrain, on obtient des seuils d'effets de 0,28 mg/L de fluorure pour les espèces d'eau douce et de 0,5 mg/L de fluorure pour les espèces marines. La plupart des concentrations de fluorures inorganiques mesurées dans les eaux de surface des écosystèmes aquatiques au Canada ont été liées à des sources anthropiques connues. Selon les données disponibles, la concentration moyenne de fluorures inorganiques dans les milieux d'eau douce au Canada varie entre 0,1 et 3,8 mg/L. La concentration moyenne de fluorures inorganiques dans les eaux de surface marines au Canada varie entre 1,0 et 3,0 mg/L. Par conséquent, la plus grande partie des échantillons d'eau douce et pratiquement tous les échantillons d'eau de mer prélevés au Canada près de sources anthropiques connues de fluorures inorganiques renferment des concentrations moyennes de fluorures inorganiques qui égalent ou dépassent les seuils de nocivité établis pour les espèces d'eau douce et marines.

Afin de déterminer l'impact potentiel de l'exposition de la faune canadienne aux fluorures, on a évalué l'apport de fluorure chez des cerfs de Virginie (Odocoileus virginianus) broutant dans des endroits contaminés. On a choisi le cerf comme espèce modèle car les données recueillies sur le terrain nous donnent à penser qu'ils sont des indicateurs sensibles de la toxicité du fluorure sur la faune. Une étude où les animaux ont consommé un régime contrôlé peut également nous aider à interpréter les données d'exposition sur le terrain. On a choisi Cornwall Island (Ontario) comme lieu d'exposition, car il y a une aluminerie à proximité qui émet du fluorure. Depuis plusieurs années, le bétail de cette région consomme des fourrages contaminés par du fluorure et souffre d'un certain nombre de lésions fluorotiques. Des études donnent à penser que le cerf est aussi, sinon plus sensible que le bétail à une exposition aux fluorures (Suttie et coll., 1985). D'après les données disponibles sur les niveaux de fluorures dans l'air et des plantes, ce site est représentatif de plusieurs endroits parmi les plus contaminés au Canada.

On s'est servi des données sur la teneur des plantes autochtones en fluorures pour évaluer l'apport saisonnier de fluorure chez le cerf de Virginie. Comme on n'a pas recueilli de plantes en hiver, la concentration de fluorure dans les petites branches en hiver a été calculée à partir des concentrations dans l'air et dans les feuilles vertes (Sidhu, 1992). Les données de Crawford (1982), Brown et Doucet (1991) et Hiebsch et Boersma (1990) ont servi à déterminer la composition du régime alimentaire des cerfs vivant dans l'est du Canada. La concentration moyenne de fluorure dans le brout des cerfs sur Cornwall Island au cours de l'année est de 38 mg de fluorure par kilogramme de poids sec (tableau 2). Dans une étude en captivité, des cerfs de Virginie exposés à des concentrations de fluorure de 35 et de 60 mg/kg (poids vif) de ration alimentaire pendant 2 ans ont présenté des lésions des incisives aux deux doses. De plus, à la dose la plus élevée, on a observé une légère augmentation de l'usure des molaires et une légère hyperostose des os longs de la patte. Les concentrations dans les mandibules étaient équivalentes aux concentrations observées chez des cerfs sauvages capturés près de sources de pollution industrielle, où des effets ont été observés. En supposant que la biodisponibilité de fluorure est la même dans le brout et dans le régime contrôlé, la concentration de fluorure dans le brout serait telle que les populations de cerfs pourraient souffrir de fluorose. L'exposition des mammifères et oiseaux capables de digérer les os serait plus élevée, mais on ne dispose pas de données permettant d'évaluer ce phénomène de façon quantitative.

Tableau 2 Estimation du régime des cerfs de Virginie vivant sur Cornwall Island (Ontario) selon la saison

Proportion des composants du régime selon la saison (Hiebsch and Boersma, 1990). Concentration moyenne de fluorure inorganique dans les feuilles de l'érable rouge (Acer rubrum) récoltées à l'été 1988 sur Cornwall Island (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 1990b). Basée sur un régime composé moitié-moitié de petites branches d'érable rouge (Acer rubrum) et de sapin baumier (Abies balsamea). On a transformé la concentration de fluorure inorganique dans les feuilles de l'érable en concentrations dans les petites branches en multipliant par 0,2 (Sidhu, 1992). Les concentrations dans le sapin baumier ont été calculées d'après la concentration moyenne dans l'air ambiant sur Cornwall Island au cours de l'été 1991 (Environnement Canada, 1991) et l'équation de régression Y = 4,12 + 0,982X + 0,00175X2, où X est la concentration dans l'air en µg Fluoure/dm2/7 jours et Y est la concentration dans les feuilles de sapin baumier au cours de l'année en mg/kg (poids sec) [Sidhu, 1992]. Concentration moyenne de fluorure dans le brout du bétail sur Cornwall Island en 1988 (ministère de l'Environnement de l'Ontario, 1990b).
Composants du régime	Concentration de fluorure inorganique mg/kg (poids sec)	Variation saisonnière de la teneur en fluorure inorganique du régime alimentaire des cerfs de Virginie (% du régime) a mg/kg (poids sec)
		Printemps	Été	Automne	Hiver
Feuilles	68b	(65) 44	(65) 44	(35) 24	(0) 0
Petites branches	20c	(10) 2	(0) 0	(10) 2	(65) 13
Divers	14,5d	(25) 4	(35) 5	(55) 8	(35) 5
Moyenne par saison (mg/kg [poids sec])		50	49	34	18
Concentration moyenne annuelle de fluorure inorganique dans le régime des cerfs de Virginie : 38 mg/kg (poids sec)

D'après les données disponibles, on peut affirmer que les fluorures inorganiques provenant de sources anthropiques pénètrent dans l'environnement canadien en des quantités telles que les concentrations qui en résultent dans les milieux aquatiques, dans les plantes et dans l'air à certains endroits au Canada peuvent être nocifs à long terme pour le biote des écosystèmes aquatiques et terrestres. On en conclut que les fluorures inorganiques peuvent avoir des effets nocifs sur l'environnement.

3.2 Alinéa 11b) - L'environnement essentiel à la vie humaine

On ne pense pas que les fluorures inorganiques (sauf l'hexafluorure de soufre) restent très longtemps dans la troposphère ou qu'ils migrent dans la stratosphère. Bien que la demi-vie de l'hexachlorure de soufre soit suffisante pour lui permettre de migrer dans la stratosphère, sa contribution à l'appauvrissement de la couche d'ozone stratosphérique est considérée comme minime, car le fluor est beaucoup moins efficace et moins disponible que le chlore pour la destruction catalytique de l'ozone dans la stratosphère (Chu, 1991).

On estime que la concentration d'hexafluorure de soufre dans l'atmosphère à l'échelle mondiale varie entre 0,006 et 0,3 µg/m³(moyenne d'environ 0,0091 µg/m³). Cette concentration est environ 300 à 3 000 fois plus faible que la concentration de l'ensemble des CFC et environ 10⁸fois plus faible que la concentration de dioxyde de carbone. Étant donné le long temps de séjour de l'hexafluorure de soufre dans la troposphère et sa forte capacité d'absorption dans la région infrarouge, on estime que le potentiel d'effet de serre de l'hexafluorure de soufre est de 6 800 à 12 000 fois plus élevé que celui du dioxyde de carbone, et de 2 à 8 fois plus élevé que celui du CFC-11, le composé de référence parmi les CFC qui contribuent au changement climatique mondial (Environnement Canada, 1993). Par ailleurs, on possède très peu de données sur les quantités d'hexafluorure de soufre émises tant à l'échelle mondiale qu'au Canada, sur son potentiel d'effet de serre et sur sa contribution éventuelle au changement climatique mondial. Chu (1991) estime que la contribution de l'hexafluorure de soufre au changement climatique mondial pourrait être inférieur à 0,01 %, à en juger par les concentrations d'hexafluorure de soufre (0,01 µg/m³) et de CFC (10 µg/m³) calculées dans l'air, en supposant que ces deux composés ont une efficacité d'absorption comparable dans l'infrarouge et en attribuant 10 à 12 % du changement climatique mondial aux CFC. En utilisant la même équation, mais en supposant des concentrations atmosphériques de 0,006 à 0,3 mg/m³pour l'hexafluorure de soufre et de 2,8 à 23,9 mg/m³pour les CFC (Ramanathan et coll., 1985), ainsi qu'une efficacité d'absorption de l'hexafluorure de soufre dans l'infrarouge de 2 à 8 à partir de son potentiel d'effet de serre, et en attribuant 10 % du changement climatique mondial aux CFC, on obtient une contribution de l'hexafluorure de soufre qui pourrait varier entre 0,02 % et 1 %. Ces deux estimations diffèrent par deux ordres de grandeur.

On ne connaît pas la concentration d'hexafluorure de soufre dans l'atmosphère au Canada. En outre, on ne connaît pas non plus toutes les relations entre la concentration d'une substance dans l'environnement, son potentiel d'effet de serre et sa contribution au changement climatique mondial. Par conséquent, il n'est pas possible de déterminer la contribution des fluorures inorganiques au changement climatique mondial.

Par conséquent, on ne dispose pas de données suffisantes pour conclure que l'hexafluorure de soufre pénètre dans l'environnement en des quantités ou dans des conditions de nature à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie humaine.

3.3 Alinéa 11c) - La vie ou la santé humaine

Exposition de la population

On a estimé la dose journalière moyenne de fluorure inorganique à partir des concentrations dans l'air, l'eau potable, le sol et les aliments et de la quantité consommée par divers groupes d'âge au Canada (tableau 3) [Direction de l'hygiène du milieu, 1992]. On a estimé que la dose journalière moyenne totale de fluorure inorganique par ingestion chez les nourrissons nourris exclusivement au sein variait entre environ 0,5 et 2,6 µg/kg p.c., alors que chez les nourrissons nourris exclusivement de lait maternisé, cette dose variait de 13,6 à 93,0 µg/kg p.c. On a estimé que la dose journalière moyenne totale de fluorure inorganique par ingestion chez des sujets consommant de l'eau potable «non fluorée» variait entre environ 17,2 et 96,4 µg/kg p.c., alors que chez les sujets consommant de l'eau «fluorée», cette dose variait entre environ 32,8 et 160,4 µg/kg p.c. Selon les données disponibles, il est évident que chez les sujets consommant de l'eau «non fluorée», la source la plus importante d'exposition au fluorure inorganique provient de l'ingestion des aliments, alors que chez les sujets consommant de l'eau «fluorée», la contribution la plus importante à l'apport total de fluorure inorganique provient de l'eau elle-même et des aliments. En général, la contribution de fluorure inorganique aéroporté est minime; la dose journalière moyenne par inhalation a été évaluée à environ 0,01 mg/kg p.c. Les produits de soins dentaires renfermant des fluorures, les dentifrices par exemple, sont considérés comme des sources importantes de fluorure inorganique chez les enfants et les adolescents (Drummond et coll., 1990).

Tableau 3 Estimation de l'apport quotidien de fluorure inorganique chez la population canadienne

Hypothèse : poids de 7 kg, volume inspiré de 2 m3 d'air et consommation de 750 mL de lait maternel ou maternisé (aliment) et de 35 mg de terre par jour (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Hypothèse : poids de 13 kg, volume inspiré de 5 m3d'air et consommation de 0,8 litre d'eau et de 50 mg de terre par jour (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Hypothèse : poids de 27 kg, volume inspiré de 12 m3d'air et consommation de 0,9 litre d'eau et de 35 mg de terre par jour (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Hypothèse : poids de 57 kg, volume inspiré de 21 m3d'air et consommation de 1,3 litre d'eau et de 20 mg de terre par jour (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Hypothèse : poids de 70 kg, volume inspiré de 23 m3d'air et consommation de 1,5 litre d'eau et de 20 mg de terre par jour (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Basé sur une concentration moyenne de fluorure inorganique (gazeux et solides) dans l'air ambiant de 0.03 mg/m3, pour la région de Toronto (Ontario) [McGrath, 1983], et en supposant que cette concentration est la même dans l'air à l'intérieur et à l'extérieur (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Nourrissons (0 à 6 mois) nourris avec du lait maternisé : concentrations moyennes de fluorure inorganique dans les laits maternisés en vente aux États-Unis de 0,127 pour les formules prêtes à l'emploi à base de lait et de 0,854 mg/L pour les formules en poudre à base de soja (préparées avec de l'eau potable renfermant 1 p.p.m. de fluorure) [McKnight-Hanes et coll., 1988], et en supposant que les nourrissons sont nourris exclusivement avec du lait maternisé et qu'ils en consomment 750 mL par jour (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Population en général (7 mois et plus) : concentrations de fluorure inorganique mesurées (Dabeka et McKenzie, 1993; Taves, 1983) dans 109 aliments différents au Canada (et aux États-Unis), choisis dans les groupes suivants (Direction de l'hygiène du milieu, 1992) : 0,01-0,80 µg/g dans les produits laitiers, 0,12-1,02 µg/g dans les céréales, 0,01-0,58 µg/g dans les fruits, 0,01-0,68 µg/g dans les légumes, 0,04-4,57 µg/g dans les viandes, les poissons et les oeufs, 0,05-0,13 µg/g dans les matières grasses, 0,11-0,35 µg/g dans les noix et les légumineuses, 0,02-0,86 µg/g dans les aliments renfermant surtout du sucre, 0,41-0,84 µg/g dans les soupes, 4,97 µg/g dans le thé; et l'apport quotidien de chacun de ces aliments par les divers groupes d'âges de la population canadienne (Direction de l'hygiène du milieu, 1992). Basé sur la concentration moyenne de fluorure inorganique dans les échantillons de lait maternel prélevés chez des mères vivant dans des localités consommant de l'eau «non fluorée» (4,4 ng/g) et «fluorée» (9,8 ng/g) [Dabeka et coll., 1986], en supposant que la densité du lait maternel est égale à 1,0 g/mL. Basé sur une gamme de concentrations de fluorure inorganique total variant de 6 p.p.m. (µg/g), signalée par Sidhu (1982) dans de la terre recueillie à Terre-Neuve, à 309 p.p.m. (µg/g) [concentration moyenne dans la couche de terre superficielle au Canada (0 - 130 cm de profondeur)] (Schuppli, 1985). Basé sur une gamme de concentrations moyennes de fluorure inorganique dans l'eau potable «fluorée» variant de 0,73 mg/litre, déterminée à partir de la concentration de fluorure mesurée dans 3 localités de Terre-Neuve et du Labrador, à 1,25 mg/litre mesurée dans 2 localités au Yukon (Droste, 1987). Basé sur une gamme de concentrations moyennes de fluorure inorganique dans l'eau potable «non fluorée» variant d'au moins 0,05 mg/litre (mesurée dans 3 localités en Colombie-Britannique) [Greater Vancouver Water District, 1990], à 0,21 mg/litre (mesurée dans un nombre non précisé de localités au Yukon) [Santé et Bien-être social Canada, Territoire du Yukon, 1989, cité dans Hill et Hill, 1991]. Basé sur une concentration moyenne de fluorure inorganique dans la plupart des dentifrices de 1 000 p.p.m. (µg/g) [Beltran et Szpunar, 1988; Whitford, 1987] et sur un apport calculé de dentifrice de 0,26-0,78 g/jour pour les enfants de 7 mois à 4 ans, de 0,22-0,54 g/jour pour les enfants de 5 à 11 ans, de 0,14 g/jour pour les adolescents de 12 à 19 ans, et de 0,08 g/jour pour les adultes de 20 ans et plus (Levy, 1993), en supposant 2 brossages quotidiens en moyenne (Bruun and Thylstrup, 1988). Estimation de l'apport quotidien de fluorure inorganique total chez les nourrissons nourris exclusivement de lait maternel au Canada. Estimation de l'apport quotidien de fluorure inorganique total chez les nourrissons nourris exclusivement de lait maternisé au Canada. Estimation de l'apport quotidien de fluorure inorganique total chez les personnes consommant de l'eau «fluorée» au Canada. Estimation de l'apport quotidien de fluorure inorganique total chez les personnes consommant de l'eau «non fluorée» au Canada.
Voie d'exposition	Apport calculé de fluorure inorganique chez divers groupe d'âges (mg/kg p.c./jour)
	0 - 6 moisa	7 mois - 4 ansb	5 - 11 ansc	12 - 19 ans d	20 anse+
Air ambiantf	0,01	0,01	0,01	0,01	0,01
Alimentsg	13,6- 91,5	22,30	16,44	13,64	30,08
Lait humainh	0,47- 1,05	-	-	-	-
Terrei	0,03- 1,55	0,02 - 1,19	0,01 - 0,40	0,002 - 0,11	0,002 - 0,09
Eau potable «fluorée» j	-	44,92 - 76,92	24,33 - 41,67	16,65 - 28,51	15,64 - 26,79
Eau potable «non fluorée»k	-	3,08 - 12,92	1,67 - 7,00	1,14 - 4,79	1,07 - 4,50
Produits domestiquesl	-	20,00 - 60,00	8,15 - 20,00	2,46	1,14
Apport total m Nourrissons nourris au sein	0,51 - 2,61	-	-	-	-
Apport totaln Nourrissons nourris au lait maternisé	13,64 - 93,06	-	-	-	-
Apport total Eau «fluorée»o	-	87,25 - 160,42	48,94 - 78,52	32,76 - 44,73	46,87 - 58,11
Apport total Eau «non fluorée»p	-	45,41 - 96,42	26,28 - 43,85	17,25 - 21,01	32,30 - 35,82

L'apport de fluorure inorganique pourrait être plus élevé chez les collectivités vivant près de sources ponctuelles comme des alumineries et des usines de fabrication de briques et de phosphates, mais la dose journalière de fluorure inorganique chez ces populations n'était pas beaucoup plus élevée que celle observée dans l'ensemble de la population (l'apport calculé de fluorure inorganique par ingestion chez des sujets consommant de l'eau «non fluorée» atteignait 102 mg/kg p.c./jour, alors que chez ceux consommant de l'eau «fluorée», il atteignait 166 mg/kg p.c./jour). On a estimé que l'apport de fluorure inorganique par inhalation variait entre 0,02 et 0,38 mg/kg p.c./jour. Ces estimations sont basées sur des données de contrôle provenant de divers endroits; elles peuvent être associées au «pire des scénarios», soit pour des sujets exposés à de l'air et du sol contaminés. En comparant les données (Kumpulainen et Koivistoinen, 1977; Selikoff et coll., 1983; Jones et coll., 1971; Muramoto et coll., 1991; Sakurai et coll., 1983) sur les concentrations de fluorure (total) dans un nombre limité de denrées alimentaires obtenues très près des sources ponctuelles avec des données obtenues ailleurs, il est probable que l'apport par les aliments soit élevé chez les populations vivant près de sources industrielles; toutefois, nous ne disposons pas de données suffisantes pour déterminer quantitativement l'apport de fluorure inorganique par les aliments chez les populations qui vivent dans ces conditions au Canada et, par conséquent, nous avons jugé que cet apport était semblable à celui de la population en général.

Effets

Les données concernant une association entre la consommation d'eau potable «fluorée» et le taux de cancer ou la mortalité attribuable au cancer dans un grand nombre d'études écologiques effectuées dans de nombreux pays ne sont pas concluantes. Bien que ces résultats n'appuient pas l'hypothèse d'une telle association, les limites considérables de ces études ne nous permettent pas de tirer des conclusions fermes concernant la cancérogénicité de fluorure chez les êtres humains. Par exemple, on n'a pas recherché le cancer des os dans la plupart des études. Le taux de cancer, ou de décès par cancer, a également fait l'objet d'études historiques de cohortes de travailleurs exposés à du fluorure, surtout dans les alumineries. Bien qu'on ait signalé des taux supérieurs de différents types de cancers dans diverses études, le seul cancer pour lequel on a observé un risque accru dans plusieurs études est le cancer du poumon, et le poids de la preuve est considéré comme moyen dans ce cas. Toutefois, étant donné que l'exposition concomitante à d'autres substances dans les études analytiques sur l'exposition professionnelle des travailleurs représente un facteur confondant, on ne peut pas attribuer hors de tout doute au fluorure les taux plus élevés qui ont été observés. En outre, le cancer des os n'a pas été recherché dans la plupart de ces études. Les données disponibles nous semblent donc insuffisantes pour déterminer si le fluorure inorganique est cancérigène chez les humains.

Dans les premiers essais biologiques sur la cancérogénicité menés par Kanisawa et Schroeder (1969), Taylor (1954), et Tannenbaum et Silverstone (1949), le taux de tumeurs chez des souris qui avaient reçu du fluorure de sodium (dans leur ration solide ou leur eau) n'était, en général, pas beaucoup plus élevé que celui observé chez les animaux témoins. Toutefois, compte tenu du peu de documentation et des nombreux défauts constatés dans les méthodes utilisées, les résultats de ces études ne concourent pas de façon significative à l'évaluation du poids de la preuve concernant la cancérogénicité du fluorure (de sodium).

L'ajout de fluorure de sodium à l'eau (en quantité suffisante pour donner une dose de fluorure variant entre 0,6 et 9,1 mg/kg p.c./jour) consommée par des souris B6C3F₁ mâles et femelles sur une période de 2 ans a donné une augmentation négligeable (statistiquement non significative) du taux d'hépatoblastomes chez les souris traitées par rapport aux souris «témoins» dont l'eau ne renfermait pas de fluorures ajoutés. Cette légère augmentation n'a pas été considérée comme «significative du point de vue biologique» car le taux global de tumeurs hépatiques (adénomes, carcinomes, hépatoblastomes) n'était pas plus élevé chez les animaux qui ont reçu du fluorure de sodium et le taux de toutes les tumeurs hépatiques chez ces groupes de souris était plus élevé que celui obtenu dans des essais de cancérogénicité antérieurs du NTP (NTP, 1990). L'augmentation négligeable du taux de lymphome malin chez les souris B6C3F₁ femelles ayant consommé de l'eau renfermant du fluorure de sodium n'a pas été considérée comme liée au composé à l'étude car le taux observé chez le groupe ayant reçu la dose élevée était le même que celui observé chez des témoins historiques (NTP, 1990). On n'a pas observé d'augmentation du taux d'autres tumeurs; toutefois, l'incapacité d'atteindre la dose maximale tolérée a pu réduire quelque peu la sensibilité de cette étude chez les souris. Dans un essai biologique de cancérogénicité moins détaillé dans lequel le taux d'ostéomes chez des souris CD-1 mâles et femelles ayant reçu 25 mg/kg p.c./jour de fluorure de sodium dans leur ration était plus élevé que chez les témoins (Maurer et coll., 1993), on n'a pas pu déterminer avec certitude le rôle précis du fluorure dans le développement des tumeurs, étant donné que ces animaux étaient infectés par un rétrovirus de type C (DHHS des É.-U., 1991; NRC des É.-U., 1993; Maurer et coll., 1993).

L'ajout de fluorure de sodium à l'eau (à une concentration suffisante pour donner une dose de fluorure variant entre 0,2 et 4,5 mg/kg p.c./jour) consommée par des rats F344/N a donné une augmentation négligeable du taux de néoplasmes de la cavité buccale (chez les mâles et les femelles) et du taux de tumeurs de la glande thyroïde (chez les mâles) [NTP, 1990]. Les épithéliomas malpighiens de la cavité buccale n'ont pas été considérés comme liés au composé à l'étude étant donné que le taux de tumeurs chez le groupe ayant reçu la dose la plus élevée n'était pas significativement différent du taux observé chez les témoins, que le taux de ces tumeurs se situait dans la fourchette des taux observés chez des témoins historiques et qu'il n'y avait aucun signe d'hyperplasie focale de la muqueuse buccale (NTP, 1990). L'augmentation négligeable des tumeurs de la glande thyroïde (cellules folliculaires) a également été considérée comme non liée au composé à l'étude étant donné que le taux de ces tumeurs chez le groupe ayant reçu la dose la plus élevée n'était pas significativement différente du taux observé chez les témoins, que le taux de ces tumeurs se situait dans la fourchette des taux observés chez des témoins historiques et que le taux d'hyperplasie des cellules folliculaires n'était pas plus élevé chez les animaux exposés à du fluorure (NTP, 1990). Le taux d'ostéosarcomes chez des groupes de rats F344/N mâles et femelles ayant consommé de l'eau potable renfermant du fluorure de sodium (à une concentration suffisante pour donner un apport de fluorure variant entre 0,8 et 4,5 mg/kg p.c./jour) au cours d'une période de 2 ans n'était pas significativement plus élevé que chez les témoins ayant reçu environ 0,2 mg/kg p.c./jour de fluorure (NTP, 1990); on a toutefois signalé que dans le cas des rats F344/N mâles, le nombre d'ostéosarcomes avait tendance à augmenter de façon significative avec la dose administrée (P = 0,027, par régression logistique) [NTP, 1990]. Dans un essai biologique de cancérogénicité plus limité mené par Maurer et ses collaborateurs (1990), l'ajout de fluorure de sodium (à une concentration suffisante pour donner un apport de fluorure variant entre 1,8 et 11,3 mg/kg p.c./jour) à la ration alimentaire de rats Sprague-Dawley mâles et femelles au cours d'une période de 95 à 99 semaines n'a produit aucune augmentation significative du taux de divers types de tumeurs, comparativement à des groupes témoins ayant reçu environ 0,1 mg/kg p.c./jour de fluorure; on a toutefois observé un petit nombre de tumeurs malignes des os.

En évaluant les données à l'appui de la cancérogénicité du fluorure, on a accordé une certaine importance à l'observation d'une tendance de relation dose-effet concernant le taux d'ostéosarcomes chez des rats F344/N mâles ayant consommé de l'eau potable renfermant du fluorure de sodium (NTP, 1990). Cette tendance liée à l'apparition d'une tumeur rare dans des tissus qui, chez les animaux et les humains, sont réputés accumuler le fluorure ne peut pas être rejetée facilement. En outre, la concentration de fluorure dans les os des rats mâles du groupe ayant reçu la dose élevée dans l'essai biologique de cancérogénicité du NTP, et chez qui une augmentation non significative des ostéosarcomes a été observée, est semblable à celle mesurée chez les humains atteints de fluorose osseuse. Toutefois, l'importance biologique de cette tendance de relation dose-effet est quelque peu tempérée par l'absence de différence statistique-ment significative entre le taux de ce type de tumeur chez les mâles ayant reçu la dose élevée et le taux observé chez les témoins, ainsi que par l'absence d'une tendance comparable et statistiquement significative dans le taux d'ostéosarcomes chez les rats F344/N femelles ou les souris B6C3F₁ mâles et femelles ayant reçu des quantités comparables de fluorures inorganiques (NTP, 1990). En fait, la concentration de fluorure dans les os des rats F344/N et des souris B6C3F₁ qui ont consommé de l'eau renfermant du fluorure de sodium était semblable, tant chez les mâles que chez les femelles (NTP, 1990). Aucune tendance de relation dose-effet concernant le taux d'ostéosarcomes n'a été observée chez des groupes de rats Sprague-Dawley mâles et femelles dont le régime alimentaire renfermait du fluorure de sodium (Maurer et coll., 1990), bien que les concentrations de fluorure dans les os des animaux ayant reçu la dose élevée ait été supérieure à celle des rats F344/N mâles chez qui on avait observé un taux accru d'ostéosarcomes dans l'essai biologique de cancérogénicité du NTP (1990). Toutefois, la sensibilité des deux souches de rats aux effets du fluorure pourrait étre différente. De plus, il y avait plus d'animaux dans le groupe ayant ingéré la dose élevée dans l'essai biologique du NTP (n = 100, 42 mâles à la fin de l'étude) que dans l'étude de Maurer et coll. (1990) [n = 70, 26 mâles à la fin de l'étude]. Dans cette dernière étude, on n'a pas présenté de données détaillées sur le taux de tumeurs dans les tissus et organes autres que les os et l'estomac, et l'examen histologique des os au moment du sacrifice a été plutôt limité dans les deux groupes ayant reçu des doses intermédiaires. En outre, on a observé un petit nombre d'ostéosarcomes chez les rats Sprague-Dawley exposés au fluorure et aucun chez les témoins (Maurer et coll., 1990). Une controverse entoure la pertinence de classer les ostéomes observés chez des souris CD-1 mâles et femelles dans la catégorie des néoplasmes dans l'essai biologique de cancérogénicité de Maurer et ses collaborateurs (1993), et, en plus du fluorure, un rétrovirus a également été impliqué dans l'apparition de ces tumeurs. Toutefois, l'augmentation significative des tumeurs chez les groupes exposés à la dose la plus élevée de fluorure par rapport aux groupes témoins (chez les animaux infectés par le rétrovirus), dans un tissu qui accumule le fluorure, ajoute un certain poids, quoique minime, à l'hypothèse d'un effet cancérogène.

Les résultats d'études in vitro et in vivo indiquent que les fluorures sont génotoxiques. Le fluorure de sodium a provoqué des mutations létales récessives chez D. melanogaster et des dommages cytogénétiques chez des rongeurs après injection intrapéritonéale. En général, toutefois, les études dans lesquelles le fluorure a été administré à des animaux de laboratoire par des voies semblables à celles auxquelles les humains sont normalement exposés (c'est-à-dire la voie orale) n'ont indiqué aucun effet sur la fréquence des aberrations chromosomiques, l'apparition de micronucléus, l'échange de chromatides soeurs, l'endommagement des brins d'ADN ou la morphologie des spermatozoïdes. On ne connaît pas le mécanisme par lequel le fluorure de sodium provoque des altérations génétiques, mais il est peu probable qu'il s'agisse d'une interaction entre l'ion fluorure et l'ADN. Il pourrait s'agir plutôt d'un effet secondaire provenant d'une inhibition par l'ion fluorure d'enzymes associées à la synthèse ou à la réparation de l'ADN.

Par conséquent, bien qu'il y ait certaines données à l'appui de la cancérogénicité du fluorure inorganique, elles ne sont pas concluantes. Dans le cas de ces composés, l'évaluation de la «toxicité» au sens de l'alinéa 11c) de la LCPE est fondée sur une comparaison des concentrations dans les compartiments de l'environnement ou des doses journalières calculées avec celles auxquelles une personne est susceptible d'être exposée quotidiennement au cours de sa vie sans qu'il y ait apparition d'effets nocifs non néoplasiques. Après un examen des données disponibles, il est évident qu'une exposition à long terme entraîne des effets sur les os chez l'être humain à des doses ou des niveaux d'exposition plus faibles que ceux associés à d'autres effets nocifs (sauf dans le cas de la fluorose dentaire), ce qui provient probablement du fait que le fluorure inorganique s'accumule presque exclusivement dans les os. Par conséquent, on considère que les effets sur les os sont le critère le plus pertinent dans l'évaluation des effets toxiques de l'exposition à long terme aux fluorures inorganiques.

On a observé des effets sur les os de nombreuses espèces animales (par exemple bovins, moutons, rongeurs) exposées à du fluorure inorganique. Les relations dose-effet d'une exposition à du fluorure inorganique et les effets sur les os de rats ont été signalés dans des études toxicologiques à long terme bien conçues et menées adéquatement (NTP, 1990; Maurer et coll., 1990). On n'a observé aucun effet néfaste sur les os de rats F344/N et Sprague-Dawley ayant reçu respectivement 2,7 et 1,8 mg/kg p.c./jour de fluorure (NTP, 1990; Maurer et coll., 1990). Toutefois, on considère généralement que les rats sont moins sensibles que les êtres humains ou les plus gros animaux aux effets toxiques du fluorure sur les os (Franke, 1989; Turner et coll., 1992). Cette différence de sensibilité a été attribuée à des différences toxicocinétiques (c'est-à-dire au niveau de l'absorption et de l'élimination) et au développement des os (il y a peu ou pas de remaniements osseux chez les rats, contrairement à ce qu'on observe chez les humains) [O'Flaherty, 1991a, 1991b; Chavassieux, 1990; Turner et coll., 1992; Franke, 1989; Grynpas, 1990], bien que Whitford et ses collaborateurs (1991) aient signalé une clairance semblable du fluorure chez les rats et les êtres humains. Dans des études qui ont révélé des effets sur les os de chiens (Snow et Anderson, 1986) et de porcs (Mosekilde et coll., 1987) ayant reçu respectivement environ 0,32 et 2 mg/kg p.c./jour de fluorure, on n'a observé aucun effet pathologique manifeste sur les os ou sur la santé générale des animaux, mais ces derniers ont été exposés à du fluorure pendant une période relativement courte (6 mois). Il convient de souligner que les chiens et les porcs sont considérés comme des modèles plus appropriés pour étudier les effets éventuels de divers agents sur les os des humains (Snow et Anderson, 1986; Mosekilde et coll., 1987; Chavassieux, 1990). La formation de la trame osseuse (évaluée à partir d'une analyse histomorpho-métrique) chez des souris C57BL/6 mâles ayant reçu 0,8 mg/kg p.c./jour de fluorure dans leur eau pendant 4 semaines a augmenté de 20 % comparativement à des témoins, mais aucun effet pathologique n'a été observé (Marie et Mott, 1986). Compte tenu de la quantité limitée de données disponibles sur les relations dose-effet chez les êtres humains et des variations entre les espèces d'une exposition au fluorure, on a surtout utilisé les études épidémiologiques concernant les effets du fluorure sur les êtres humains pour déterminer le niveau d'effets du fluorure inorganique.

Les études de cas, les études écologiques descriptives de la fluorose osseuse ou de l'ostéosclérose aux États-Unis (Stevenson et Watson, 1960; Leone et coll., 1955; Felsenfeld et Roberts, 1991; DHHS des É.-U., 1991) ou les études sur la présence de fluorose osseuse (invalidante) endémique dans certaines régions à l'étranger où la concentration de fluorure est naturellement élevée ne fournissent pas beaucoup de données quantitatives qui permettraient d'établir un niveau d'effets pour le fluorure. En effet, l'apport alimentaire, l'absorption de fluorure (et d'autres minéraux) provenant d'autres sources, l'exposition concomitante à d'autres substances qui peut constituer une variable confondante ainsi que l'activité physique sont tous des facteurs qui pourraient jouer un rôle dans l'apparition de la maladie (voir OMS, 1984, de même que Singh et Jolly, 1970, cités dans EPA des É.-U., 1985, qui font un survol de la question) qui n'ont pas été adéquatement documentés. On dispose également de peu de données quantitatives sur l'exposition au fluorure inorganique en milieu de travail et sur l'apparition d'effets sur les os (ostéosclérose ou fluorose) des travailleurs exposés (Kaltreider et coll., 1972; Tourangeau, 1944, Boillat et coll., 1975 et Schegel, 1974, tous cités dans Hodge et Smith, 1977; Grandjean, 1982; Chan-Yeung et coll., 1983a; Czerwinski et coll., 1988; Roholm, 1937, cité dans Grandjean, 1982). Les résultats non concluants d'études transversales, limitées en soi, sur de petites populations exposées à des concentrations de fluorure souvent non précisées près de sources industrielles (Tsunoda, 1970; Tsiji et Tsunoda, 1970, cités dans Hodge et Smith, 1977) ne nous aident pas beaucoup à déterminer la dose de fluorure responsable des effets observés sur les os. Les résultats obtenus dans le cadre d'études cliniques dans lesquelles on a utilisé du fluorure de sodium pour traiter des patients atteint d'ostéoporose sont insuffisants à cause des limitations des protocoles et des caractéristiques des patients. En outre, ces études cliniques ont été effectuées pour évaluer les effets bénéfiques supposés du fluorure (c'est-à-dire leur capacité d'augmenter la masse osseuse) plutôt que pour déterminer leurs effets néfastes éventuels après une exposition à long terme.

La détermination d'un seuil d'effets dans le développement de la fluorose osseuse (ou de changements qui y sont liés) chez les êtres humains exposés à du fluorure inorganique se complique d'autant plus que le diagnostic radiologique des premiers stades de la fluorose osseuse n'est pas uniforme chez les professionnels de la santé (Chan-Yeung et coll., 1983a) et qu'il existe plusieurs facteurs pouvant influencer la quantité de fluorure qui se dépose dans les os, et ainsi la gravité de la maladie. Toutefois, lorsqu'on évalue l'ensemble des résultats, les données indiquent que les effets potentiellement néfastes de la fluorose osseuse sont susceptibles de se produire à des apports supérieurs à environ 200 mg/kg p.c./jour de fluorure. Dans l'évaluation cas par cas, le développement de la fluorose osseuse invalidante a été attribué à un apport d'environ 215 à 285 µg/kg p.c./jour de fluorure (chez des adultes) [DHHS des É.-U., 1991]. On a observé de la fluorose osseuse chez des travailleurs de la cryolithe dont l'apport de fluorure (dans le cadre de leur travail) a été estimé à environ 285 à 1 142 µg/kg p.c./jour (Roholm, 1937, cité dans Grandjean, 1982) et chez des patients qui recevaient environ 260 à 389 µg/kg p.c./jour de fluorure dans le cadre d'un traitement de l'ostéoporose (Power et Gay, 1986). Dans des études cliniques, on a observé une augmentation peu importante du taux de fracture de la hanche dans des groupes de patients souffrant d'ostéoporose qui recevaient des doses de fluorure de sodium équivalant à 260 µg/kg p.c./jour de fluorure ou plus (Gutteridge et coll., 1984, cité dans Inkovaara, 1991; Power et Gay, 1986; Mamelle et coll., 1988; Hedlund et Gallagher, 1989; Riggs et coll., 1990); toutefois, le taux de fracture de la hanche était faible dans ces études qui portaient en général sur un petit nombre de patients âgés présentant une maladie des os cliniquement décelable. La somme des résultats des études écologiques (Jacobsen et coll., 1990, 1992; Cooper et coll., 1991; Danielson et coll., 1992; Keller, 1991; et May et Wilson, 1991, tous deux cités dans Gordon et Corbin, 1992; Suarez-Almazor et coll., 1993) indique qu'il pourrait y avoir une association entre la consommation d'eau potable «fluorée» et l'augmentation du taux de fracture de la hanche (basé sur le taux d'hospitalisation), notamment chez les personnes âgées. Il faut toutefois interpréter ces données avec prudence étant donné les limites de ce genre d'études épidémiologiques. En outre, compte tenu de l'absence de données sur l'exposition de chaque sujet dans de telles études, il est difficile de tirer des conclusions significatives concernant la relation entre l'exposition au fluorure et son effet éventuel sur les os. Le risque relatif de fracture de la hanche, du poignet ou de la colonne vertébrale était augmenté dans certains groupes de femmes appartenant à une population exposée à des concentrations élevées de fluorure (l'eau potable renfermant 4 mg/L et la dose moyenne calculée étant d'environ 72 µg/kg p.c./jour) comparativement à une population témoin (dont l'eau potable renferme 1 mg/L de fluorure) [Sowers et coll., 1986, 1991]. Cependant, comme il a été calculé uniquement à partir de la quantité de boissons à base d'eau consommées, l'apport de fluorures chez ces femmes exposées à une concentration élevée de fluorures a probablement été sous-estimé et le taux de calcium dans l'eau potable chez la population exposée à des concentrations élevées de fluorure n'atteignait que 25 % du même taux chez la population témoin.

On peut donc conclure, à partir des données tirées de plusieurs types différents d'études, que les effets potentiellement néfastes associés à la fluorose osseuse sont susceptibles d'être observés à des apports supérieurs à environ 200 µg/kg p.c./jour de fluorure. En outre, les concentrations prévues de fluorure dans les os résultant d'une absorption quotidienne de 200 µg/kg p.c. sont dans les limites de celles qui ont été associées à des effets sur les os (Turner et coll., 1993). Toutefois, on ne peut se fier entièrement à cette valeur à cause des limites inhérentes aux rapports de cas et aux études épidémiologiques ou cliniques individuelles dans lesquelles la relation entre l'exposition au fluorure inorganique et les effets sur les os a été examinée, et à cause des facteurs qui peuvent influencer l'apparition de la fluorose osseuse. À partir des données limitées dont on dispose, on ne prévoit pas d'effets néfastes sur les fonctions hématopoïétique, hépatique ou rénale occasionnés par ces apports étant donné qu'on n'a observé aucun effet néfaste sur la moelle osseuse, le foie ou les reins après administration d'environ 389 µg/kg p.c./jour de fluorure pendant 5 ans à des sujets souffrant d'ostéoporose (Hasling et coll., 1987). Il n'y a pas suffisamment de données quantitatives provenant d'études réalisées chez des êtres humains pour conclure de façon non équivoque qu'une exposition à cette concentration de fluorure inorganique n'aura pas d'effet néfaste sur la reproduction, le développement, le système nerveux central ou le système immunitaire chez les êtres humains.

D'après les données dont on dispose, on peut affirmer que la dose journalière moyenne calculée de fluorure inorganique, qui varie entre environ 0,5 et 160 µg/kg p.c./jour chez divers groupes d'âges dans la population (ou qui peut atteindre 167 µg/kg p.c./jour chez les personnes qui vivent près d'une source ponctuelle de fluorure inorganique) est inférieure à la concentration susceptible de causer des effets néfastes sur les os (le critère le plus sensible d'après les données disponibles), soit | 200 µg/kg p.c./jour de fluorure.

Par conséquent, les données dont on dispose nous permettent de conclure que les fluorures inorganiques⁶ne pénètrent pas dans l'environnement en des quantités ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour la vie ou la santé humaine.

3.4 Conclusion

On est arrivé à la conclusion que les fluorures inorganiques pénètrent dans l'environnement en des quantités ou dans des conditions qui peuvent avoir un effet nocif sur l'environnement. On ne dispose pas de données suffisantes pour déterminer si l'hexafluorure de soufre pénètre dans l'environnement en des quantités ou dans des conditions de nature à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie humaine. On a conclu que les fluorures inorganiques (c'est-à-dire l'ion fluorure provenant de ces substances inorganiques) ne pénètrent pas dans l'environnement en des quantités ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour la vie ou la santé humaine.

⁶ Pour déterminer si les fluorures inorganiques pénètrent dans l'environnement en des quantités ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour la vie ou la santé humaine, on s'est basé sur les effets de l'ion fluorure provenant de substances inorganiques.