Évaluation préalable pour le Défi concernant le Acrylamide (2024)

EnvironnementCanada
SantéCanada

Août 2009

1. Synopsis
2. Introduction
3. Identité de la substance
4. Propriétés physiques et chimiques
5. Sources
6. Utilisations
7. Rejets dans l'environnement
8. Devenir dans l'environnement
9. Persistance et potentiel de bioaccumulation
10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
11. Conclusion
12. Références
13. Annexe 1. Estimations de la limite supérieure de l'absorption journalière potentielle d'acrylamide par la population canadienne à partir de l'air, de l'eau potable et du sol
14. Annexe2. Absorption habituelle d'acrylamide dans les aliments (toutes les sources), d'après les valeurs moyennes sur la consommation pour toutes les catégories testées (renseignements obtenus par le Bureau d'innocuité des produits chimiques, SantéCanada, 2008; source non citée)
15. Annexe 3. Résumé des produits cosmétiques et des produits de toilette disponibles aux États-Unis qui contiennent du polyacrylamide, et estimations correspondantes des concentrations d'acrylamide
16. Annexe4. Fourchettes de concentrations du polyacrylamide dans les produits de soin personnel au Canada
17. Annexe5. Limites supérieures de l'exposition à l'acrylamide présent dans les produits de consommation, d'après ConsExpo version 4.1 (ConsExpo, 2006)
18. Annexe 6. Résumé des effets de l'acrylamide sur la santé indiqués dans les études sur les animaux

Conformément à l'article74 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable de l'acrylamide, dont le numéro de registre du Chemical Abstracts Service est 79-06-1. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l'égard de cette substance lors de la catégorisation visant la Liste intérieure dans le cadre du Défi lancé par les ministres. On a déterminé que l'acrylamide est une substance d'importance prioritaire, car on considère qu'elle présente le plus fort risque d'exposition pour les Canadiens. L'acrylamide a été classé par la Commission européenne en fonction de sa cancérogénicité, de sa génotoxicité et de sa toxicité pour la reproduction. La substance ne répondait pas aux critères de catégorisation écologique relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation ou à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Par conséquent, la présente évaluation de l'acrylamide est centrée principalement sur les risques pour la santé humaine.

Selon l'information diffusée aux termes de l'article71 de la LCPE (1999), entre 1 et 10millions de kilogrammes d'acrylamide ont été importés au Canada en 2006. Selon l'information présentée dans la documentation scientifique et technique disponible, une grande partie de l'acrylamide est utilisée dans la fabrication de différents polymères qui à leur tour servent d'agglomérants ou d'agglutinants, d'épaississants et de floculants dans les coulis, le ciment, le traitement des eaux d'égout/usées, les préparations pesticides, les cosmétiques, la fabrication du sucre, la prévention de l'érosion des sols, le traitement du minerai, les emballages alimentaires et les produits du plastique et dans différentes applications des laboratoires de biologie moléculaire. Au Canada, le polyacrylamide est utilisé comme coagulant ou floculant pour clarifier l'eau potable, mais il est aussi utilisé dans les terreaux et comme ingrédient non médicinal dans les produits de santé naturels et pharmaceutiques.

La formation d'acrylamide qui découle de la production naturelle de composants de certains aliments lorsqu'ils sont cuits à des températures élevées, comme les patates frites et les croustilles, constitue la principale source d'exposition à l'acrylamide pour la population. Par opposition, l'absorption à partir de sources environnementales comme l'eau potable ou l'air et l'exposition lors de l'utilisation de produits de consommation sont des sources d'exposition très faibles.

En s'appuyant principalement sur des évaluations reposant sur le poids de la preuve qui sont réalisées par des organismes internationaux et d'autres organismes nationaux, la cancérogénicité représente un effet critique pour la caractérisation des risques pour la santé humaine. La fréquence des tumeurs observées dans plus d'un organe a augmenté chez deux espèces d'animaux de laboratoire ayant reçu une dose orale. L'acrylamide était génotoxique dans un vaste éventail d'essais in vivo et in vitro. Bien que le mode d'induction des tumeurs par l'acrylamide n'ait pas été complètement élucidé, on ne peut exclure la possibilité que les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d'une interaction directe avec le matériel génétique. De plus, l'écart entre la limite supérieure d'absorption estimée de l'acrylamide dans la population et les niveaux d'effet critique en matière de toxicité neurologique chez les animaux de laboratoire n'est peut-être pas suffisamment protecteur en considérant le profile d'effets sérieux associés avec l'exposition à cette substance.

Compte tenu de la cancérogénicité de l'acrylamide, pour laquelle il pourrait exister une possibilité d'effets nocifs à tout niveau d'exposition, et du manque de fiabilité possible de l'écart entre l'exposition estimée et les niveaux d'effet critique pour des effets non cancérogènes, il en ressort que l'acrylamide est une substance qui peut pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à pouvoir constituer un danger pour la vie ou la santé humaines au Canada.

D'après les renseignements contenus dans le rapport d'évaluation écologique, l'acrylamide ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie. En outre, l'acrylamide ne satisfait pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.

Cette substance fera partie de l'initiative de mise à jour de l'inventaire de la Liste intérieure. De plus, s'il y a lieu, des activités de recherche et de surveillance viendront appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l'évaluation préalable et, le cas échéant, l'efficacité des mesures de contrôle potentielles définies à l'étape de la gestion des risques.

D'après les renseignements disponibles, l'acrylamide remplit un ou plusieurs critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

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La Loi canadienne sur la protection de l'environnement(1999) [LCPE (1999)] (Canada,1999) impose aux ministres de l'Environnement et de la Santé de procéder à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine. Selon les résultats de cette évaluation, les ministres peuvent proposer de ne rien faire à l'égard de la substance, de l'inscrire sur la Liste des substances d'intérêt prioritaire en vue d'une évaluation plus détaillée ou de recommander son inscription sur la Liste des substances toxiques de l'annexe1 de la Loi et, s'il y a lieu, sa quasi-élimination.

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

• celles qui répondent à tous les critères environnementaux de catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque (Ti) pour les organismes aquatiques et que l'on estime commercialisées;
• celles qui répondent aux critères de la catégorisation pour le plus fort risque d'exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d'exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications qui ont été établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.

Le 9décembre2006, les ministres ont publié un avis d'intention dans la PartieI de la Gazette du Canada(Canada, 2006) dans lequel ils priaient l'industrie et les autres parties intéressées de fournir, selon un calendrier déterminé, des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances jugées hautement prioritaires.

Une priorité élevée a été accordée à l'évaluation du risque que comporte l'acrylamide pour la santé humaine, car on considérait qu'il présentait le plus fort risque d'exposition (PFRE) et qu'il avait été classé par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité, de sa génotoxicité et de sa toxicité pour la reproduction.

Le volet du Défi portant sur l'acrylamide a été publié dans la Gazette du Canada le16février2008 (Canada, 2008). En même temps a été publié le profil de cette substance, qui présentait l'information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements sur la substance ont été communiqués en réponse au Défi.

Même si l'évaluation des risques de l'acrylamide pour la santé humaine était jugée hautement prioritaire, cette substance ne répondait pas aux critères relatifs à la persistance et au potentiel de bioaccumulation ou aux critères de toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Par conséquent, la présente évaluation est centrée principalement sur les renseignements utiles à l'évaluation des risques pour la santé humaine.

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de «toxicité» des substances chimiques au sens de l'article64 de la Loi:

Les évaluations préalables visent à étudier les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.

La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. Les données qui présentent un intérêt pour l'évaluation préalable de l'acrylamide ont été relevées dans des publications originales, des rapports de synthèse et d'évaluation, des rapports de recherche rédigés par des intervenants et d'autres documents consultés dans le cadre de recherches documentaires menées récemment (jusqu'en septembre2008 pour les sections du document relatives à la santé humaine et jusqu'en août2008 pour les sections de nature écologique). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique. Il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. L'évaluation des risques pour la santé humaine comprend l'examen de données pertinentes pour l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble ainsi que de l'information sur les dangers pour la santé (surtout fondée sur des évaluations réalisées par d'autres organismes selon la méthode du poids de la preuve et ayant servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur l'écart entre les valeurs prudentes donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, cela dans le contexte d'une évaluation préalable. L'évaluation préalable n'est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire de l'information la plus importante afin d'appuyer la conclusion.

L'évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes de ces ministères. Cette évaluation préalable a fait l'objet d'une consultation et d'une étude consignée par des pairs. H. Gibb, de Tetra Tech Services, R. DeWoskin, de l'Environmental Protection Agency des États-Unis, D. Benford, de la Food Standards Agency, au Royaume-Uni, et M. DiNovi, de la United States Food and Drug Administration, ont fait des commentaires sur les sections techniques qui présentent un intérêt pour la santé humaine. Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, SantéCanada et EnvironnementCanada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable. Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60jours.

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

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Selon les renseignements recueillis à la suite d'une enquête réalisée aux termes de l'article71 de la LCPE (1999), de 1million à 10millions dekg d'acrylamide ont été importés au Canada en 2006, tandis que de 100 à 1000kg de cette substance ont été fabriqués au Canada durant la même année (EnvironnementCanada, 2008a).

L'acrylamide est formé lorsque des aliments riches en amidon sont cuits à des températures élevées; c'est un contaminant qui résulte de la transformation (SantéCanada, 2005a).

L'acrylamide est un composé de la fumée du tabac (Urban et al., 2006). Smith et al. (2000) ont évalué que la fumée principale du tabac avait une concentration d'acrylamide variant de 1,1 à 2,34µg par cigarette. Le tabagisme serait possiblement une source des concentrations d'acrylamide observées dans l'air intérieur (NTP, 2005a).

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Selon l'information présentée dans les publications scientifiques et techniques, la majorité (plus de 90%) de l'acrylamide est utilisée dans la fabrication de divers polymères comme le polyacrylamide (NTP, 2005a). Ces polymères sont utilisés comme agglomérants ou agglutinants, épaississants et floculants pour des applications telles que le traitement des eaux et des eaux usées, le traitement des pâtes et des papiers et le traitement du minerai (EURAR, 2002). Ils sont également utilisés dans les cosmétiques, les amendements du sol (c.-à-d., sous forme de stabilisants; EURAR, 2002), les plastiques, les coulis spéciaux, les matériaux d'emballage alimentaire et les gels électrophorétiques (NTP, 2005a). Les polymères ou copolymères de l'acrylamide sont également utilisés dans l'industrie du textile et comme substrat dans les cultures hydroponiques, dans le raffinage du sucre et dans le ciment acrylique (NTP, 2005a). Les polyacrylamides sont également utilisés dans la production de pétrole brut, le revêtement des électroménagers, les matériaux de construction, les pièces pour véhicules automobiles, les explosifs, les adhésifs, les encres d'imprimerie, les rubans adhésifs, le latex, les herbicides et comme clarifiant dans la transformation des aliments. De plus, ils entrent dans la fabrication des colorants et des lentilles de contact.

Conformément aux conclusions présentées en vertu de l'article71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2008a), les profils d'utilisation de cette substance au Canada comprennent: les adhésifs, les produits d'étanchéité, les liants; les réactifs analytiques; les coagulants, les coalescents; les additifs de boue de forage, les agents de récupération d'huile, les agents de traitement de puits de pétrole; les floculants, les précipitants, les clarifiants; les flottateurs, les fluides fonctionnels (c.-à-d. les liquides hydrauliques, diélectriques ou leurs additifs); les humectants, les agents d'assèchement, les déshumidificateurs, les déshydratants; les monomères; les agents photosensibles, les agents fluorescents, les azurants, les absorbeurs UV; les polymères (en tant que composant d'une formulation); les agents technologiques; les hydrofuges, les séquestrants; les produits chimiques de traitement des eaux et des eaux usées; les résidus.

Au Canada, les polyacrylamides sont utilisés comme coagulants et floculants pour clarifier l'eau potable. Ils n'entrent pas dans la composition des coulis destinés aux puits (SantéCanada, 2008a. Communication personnelle, Bureau de l'eau, de l'air et des changements climatiques; source non citée). À l'heure actuelle, au Canada, aucun pesticide ne contient de matière active d'acrylamide ou de polyacrylamide (Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, 2008. Communication personnelle, Service de renseignements sur la lutte antiparasitaire; source non citée), même si l'acrylamide peut être présent sous la forme d'une impureté dans un formulant à une concentration inférieur(e) à 0,01% (Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire, 2008. Communication personnelle, Division de l'intégration des sciences et des révisions; source non citée). En vertu de la Loi sur les engrais, les amendements du sol qui contiennent des polyacrylamides doivent être hom*ologués comme suppléments et le pourcentage des monomères doit être précisé (ACIA, 1997). À l'heure actuelle, plusieurs polyacrylamides sont hom*ologués au Canada et peuvent entrer dans la composition des terreaux. Le taux d'acrylamide résiduel varie de 0,03 à 0,04% (Agence canadienne d'inspection des aliments, 2008. Communication personnelle; source non citée). Les polyacrylamides sont également utilisés dans le processus de déshydratation des boues d'épuration. Le taux résiduel des monomères est toutefois inconnu.

Ni l'acrylamide ni les polyacrylamides ne figurent sur la Liste critique des ingrédients des cosmétiques, qui consiste en une liste d'ingrédients dont l'utilisation est interdite ou restreinte dans les cosmétiques au Canada (SantéCanada, 2008. Communication personnelle, Cosmétiques et produits de soins personnels, Division des cosmétiques; source non citée). Au Canada, les polyacrylamides entrent dans la composition de plusieurs produits de santé naturels autorisés sous la forme d'ingrédients non médicinaux (p.ex. les nettoyants pour la peau, les hydratants) (SantéCanada, 2008. Communication personnelle, Direction des produits de santé naturels; source non citée). La concentration des polyacrylamides dans les produits de santé naturels autorisés varie de 0,8 à 3,375%. La concentration d'acrylamide dans les produits formulés renfermant des polyacrylamides ne doit pas dépasser 0,0005%.

Les polyacrylamides sont également présents sous la forme d'ingrédients non médicinaux dans plusieurs produits thérapeutiques topiques autorisés et leur concentration varie de 0,3 à 1,08% (SantéCanada, 2008. Communication personnelle, Direction des produits thérapeutiques, Direction générale des produits de santé et des aliments; source non citée). Bien que l'acrylamide peut être utilisé dans les capsules à gélatine (gélules) aux fins de rigidité, un tel usage n'est pas fréquent (SantéCanada, 2008. Communication personnelle, Bureau des sciences pharmaceutiques; source non citée).

Au Canada, on peut retrouver l'acrylamide sous la forme d'une impureté dans le carton, le polystyrène, le polychlorure de vinylidène et les revêtements époxydiques à des concentrations variant de 0,00045 à 29,8mg/kg. La contribution de cette source d'acrylamide à l'absorption totale d'acrylamide est négligeable (SantéCanada, 2005d et 2008. Communication personnelle, Section des emballages et des additifs indirects; source non citée).

Les polyacrylamides utilisés comme floculants servent à récupérer les solides dans les eaux usées produites durant l'équarrissage des animaux, et la transformation de la viande et du poisson (Agence canadienne d'inspection des aliments, 2008. Communication personnelle, Division des aliments pour animaux; source non citée). Ces solides peuvent ensuite être ajoutés à la matière première d'équarrissage impropre à la consommation, selon une concentration ne dépassant pas 5% du volume des boues d'équarrissage, matière qui est à la base de divers types de fourrages protéines produits comme suppléments aux aliments du bétail, selon une concentration qui ne dépasse habituellement pas 10%. On évalue la concentration d'acrylamide dans ces aliments à moins de 3µg/kg.

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La décomposition du polyacrylamide en son monomère n'est pas souhaitable sur le plan énergétique et a peu de chances de se produire (EURAR, 2002). L'acrylamide résiduel (libre) est la forme d'acrylamide rejetée dans l'environnement par le polymère.

L'acrylamide peut être rejeté dans les eaux usées durant sa production et son utilisation dans la synthèse des colorants ou dans la fabrication de polymères, d'adhésifs, de papier ou de carton, d'additifs pour les textiles, d'amendements du sol, dans le traitement du minerai, la récupération du pétrole et les tissus revêtus d'un apprêt de pressage permanent (Howard, 1989). L'acrylamide peut également être rejeté dans de l'eau qui est traitée avec un polyacrylamide, lequel est utilisé comme floculant. L'utilisation finale la plus répandue de l'acrylamide est en tant que floculant pour faciliter la séparation des liquides et des solides en vue du traitement des minerais dans l'industrie minière, du traitement des déchets et du traitement des eaux usées. D'autres sources de rejets dans l'eau sont l'emploi de coulis à base d'acrylamide dans les égouts et le recyclage des déchets papier. Les coulis à base d'acrylamide sont en général constitués d'un mélange d'acrylamide et d'agent de réticulation dans une proportion de 19:1. Quand le coulis se solidifie, il contient moins de 0,05% d'acrylamide résiduel (EURAR, 2002).

En 2006, selon l'Inventaire national des rejets de polluants du Canada, 177kg d'acrylamide ont été rejetés dans l'air, 207kg ont été rejetés sur les lieux (le milieu des rejets n'est pas précisé) et 45kg ont été éliminés hors site (INRP, 2008).

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Lorsque la substance est rejetée dans l'air, le modèle de fugacité de niveauIII indique qu'une quantité négligeable d'acrylamide demeure dans l'air (voir le tableau3). Une pression de vapeur expérimentale de 0,9Pa et une constante de la loi d'Henry négligeable (valeur estimée de 5,98×10^-4Pa·m³/mol et valeur calculée de 3,2×10^-5Pa·m³/mol) indiquent que l'acrylamide sera réparti principalement dans le sol (supérieur(e) à 82%) et dans l'eau (17%), s'il est rejeté uniquement dans l'air.

Selon les valeurs prédites de pK_a de 15,4 (acide) et de -0,83 (alcalin), l'acrylamide présent dans l'eau naturelle ne devrait pas s'ioniser (eaux de surface, eau du sol ou eau des pores des sédiments) (voir le tableau2).

D'après les faibles valeurs estimées du log K_co(1,02), l'acrylamide rejeté dans l'eau devrait s'adsorber de façon restreinte sur les matières en suspension et les sédiments. D'après la constante de la loi d'Henry attribuée à l'acrylamide, la volatilisation à partir de la surface de l'eau ne devrait pas être un processus de devenir important de cette substance. Par conséquent, si l'eau est le milieu récepteur, l'acrylamide devrait presque entièrement y demeurer (supérieur(e) à 99%, voir le tableau3).

D'après une valeur estimée du log K_co de 1,02 et une valeur expérimentale du log K_oe de 0,67, l'acrylamide rejeté dans le sol devrait avoir une faible capacité d'adsorption aux particules du sol (c.-à-d. qu'il devrait être mobile). D'après une valeur modérée de la pression de vapeur et la constante de la loi d'Henry, la volatilisation à partir de surfaces du sol humides et sèches ne serait pas un processus de devenir important de cette substance. Par conséquent, l'acrylamide rejeté dans le sol y demeurera (~90%), mais sera également lessivé dans l'eau (9%), comme l'illustrent les résultats de la modélisation de fugacité de niveauIII (tableau3).

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L'acrylamide a été soumis à un essai de biodégradation immédiate, conformément aux méthodes d'essai du ministère du Commerce international et de l'Industrie du Japon énoncées dans le guide technique de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) (soit MITI-I-OECD TG 301C), et les résultats indiquent que la biodégradation est immédiate (NITE, 2002). La demande biochimique en oxygène (ammoniac) mesurée après l'essai de 28jours était de 70% (voir le tableau4). La demivie dans l'eau serait donc inférieure à 182jours (6mois) et, en conséquence, la substance est considérée comme non persistante dans ce milieu.

L'acrylamide a été soumis à un essai de biodégradation immédiate à l'aide de la méthode du guide technique de l'OECD 301D qui s'applique aux essais en vase clos (United States Testing Company Inc., 1991). Des échantillons d'eau ont été inoculés avec un inoculum bactérien provenant de boues activées; ils ont ensuite été incubés à l'abri de la lumière à 20 °C pendant 28jours, puis la concentration en oxygène dissous a été mesurée. Les résultats indiquent qu'à de faibles concentrations (inférieur(e) ou égal(e) à 2mg/L) l'acrylamide subissait une biodégradation immédiate, tandis qu'à des concentrations plus élevées (5mg/L) la substance pouvait s'avérer toxique pour les microorganismes (en raison du faible pourcentage de biodégradation observé) (voir le tableau4).

Le potentiel de biodégradation de l'acrylamide dans des eaux fluviales aérées a également été étudié par Croll et al. (1974). Un des deuxéchantillons a été inoculé avec une culture bactérienne capable de décomposer l'acrylamide (voir le tableau4). Une période de latence de 5h a été observée pour l'échantillon d'eau fluviale inoculé et une période de latence de 50h a été observée pour l'échantillon d'eau fluviale non inoculé. Une dégradation d'environ 80% a été observée dans les deux échantillons, soit à 20h et à 100h respectivement (voir le tableau4). Il n'a pas été précisé s'il s'agissait d'une biodégradation primaire ou ultime.

Selon les résultats empiriques de biodégradation de l'acrylamide (voir le tableau4), la demi-vie de cette substance dans l'eau est inférieure à 182jours (6mois) et, par conséquent, elle devrait être considérée comme n'étant pas persistante dans ce milieu. Il a été démontré que la demi-vie de l'acrylamide par hydrolyse à 25 °C était très lente, soit 13870jours ou 38années (Ellington et al., 1988). D'autres études passées en revue par la Commission européenne (EURAR, 2002) indiquent également que l'hydrolyse semble n'avoir qu'un effet négligeable sur la dégradation de l'acrylamide comparativement aux processus biotiques.

La demi-vie de biodégradation ultime (complète) de l'acrylamide observée dans le sol est inférieur(e) à 100heures (Lande et al., 1979) (voir le tableau4). Le calcul de la demi-vie dans le sol est influencé par le type de sol (limon, loam limoneux, sable fin loameux, limonargile), la température d'incubation (10 °C et 22 °C), la concentration d'acrylamide (25 ou 500mg/kg) et la saison de prélèvement de l'échantillon de sol (mars ou juin). Selon les résultats expérimentaux, les valeurs des demi-vies avaient tendance à augmenter avec une baisse des températures et des concentrations d'acrylamide plus élevées. Des demi-vies plus longues ont également été observées dans le cadre d'études réalisées dans des conditions anaérobies. Le temps de dégradation observé était plus long pour les échantillons dont la concentration d'acrylamide était plus élevée, possiblement en raison de la saturation du milieu ou d'une activité enzymatique inhibée causée par une concentration élevée dans le substrat. La biodégradation de l'acrylamide était plus rapide dans les échantillons recueillis en mars que dans ceux recueillis en juin.

Selon l'estimation de la Commission européenne (EURAR, 2002), la demi-vie de biodégradation de l'acrylamide dans le sol est de 30jours.

Étant donné l'importance écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et que l'acrylamide devrait être libéré dans ce milieu et y demeurer, la biodégradation dans l'eau est la biodégradation qui a surtout été étudiée.

Une demi-vie d'oxydation atmosphérique dans l'air de 11,46heures (voir le tableau5) démontre que cette substance est susceptible de s'oxyder rapidement. La demi-vie prévue dans l'air par suite d'une réaction avec l'ozone est plus longue, soit de 6,55jours. La courte demi-vie d'oxydation de l'acrylamide donne à penser que cette substance n'est pas persistante dans l'air.

Une demi-vie prévue par hydrolyse dans l'eau supérieur(e) à 1an (voir le tableau5) démontre que ce produit chimique est susceptible d'être hydrolysé lentement. Ces résultats correspondent à la valeur expérimentale présentée au tableau4 et aux données résumées dans d'autres études réalisées ailleurs (EURAR, 2002), et corroborent le fait que l'acrylamide n'est pas constitué de groupements fonctionnels susceptibles de subir une hydrolyse.

La majorité des modèles de probabilité (sous-modèles1, 2, 5 et 6 de BIOWIN) (BIOWIN, 2000) semblent indiquer que l'acrylamide se biodégrade rapidement (voir le tableau5). Tous les résultats des modèles de probabilité, sauf ceux du sous-modèle BIOWIN7, sont supérieurs à 0,3, soit le seuil suggéré par Aronson et al. (2006) pour déterminer les substances ayant une demi-vie inférieure à 60jours (selon les modèles de probabilité MITI). Les mêmes probabilités sont également supérieures à 0,5, dépassant ainsi le seuil proposé par les concepteurs des modèles, seuil qui est l'indication d'une biodégradation rapide. Un temps de demi-vie calculé en «jours» avec le modèle de prédiction de biodégradation primaire (sous-modèle4 de BIOWIN) suggère une demi-vie approximative de 2,3jours (US EPA, 2002; Aronson et al., 2006) et un temps de demi-vie calculé en «semaines» avec le modèle de prédiction de biodégradation complète (sousmodèle3 de BIOWIN) suggère une demi-vie approximative de 15jours (US EPA, 2002; Aronson et al., 2006). De plus, la substance devrait se dégrader rapidement dans des conditions anaérobies favorables (digesteur anaérobie). D'après les résultats obtenus avec les modèles de prédiction BIOWIN, la conclusion générale est que l'acrylamide se biodégrade immédiatement après avoir été libéré.

D'autres modèles de biodégradation ultime (CATABOL et TOPKAT) prédisent que l'acrylamide subit une minéralisation dans un délai de 28jours et que le taux de probabilité de la biodégradation se situe dans la plage des produits chimiques biodégradables. À l'aide du modèle TOPKAT (2004), qui simule l'essai de biodégradation japonais MITI de 28jours, une probabilité de 1 a été obtenue. Le modèle CATABOL (©2004-2008) prédisait un taux de biodégradation de l'ordre de 54%. En supposant une cinétique de premier ordre, la demi-vie calculée à l'aide du modèle CATABOL est inférieur(e) à 182jours.

Ainsi, les résultats des modèles de prédiction correspondent aux résultats des études expérimentales disponibles, ce qui indique que la demi-vie de biodégradation ultime dans l'eau est inférieure à 182jours.

D'après un ratio d'extrapolation de 1:1:4 pour une demi-vie de biodégradation dans l'eau, le sol et les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie de biodégradation ultime dans le sol devrait également être inférieure à 182jours et la demi-vie dans les sédiments devrait être inférieure à 365jours. Ces résultats extrapolés à partir des modèles ainsi que les résultats empiriques (Lande et al., 1979; EURAR, 2002) obtenus pour le sol indiquent que l'acrylamide n'est pas persistant dans le sol et dans les sédiments.

D'après les données empiriques et modélisées (voir les tableaux4 et 5), l'acrylamide ne satisfait pas aux critères de persistance dans l'air, l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans l'air supérieur(e) ou égal(e) à 2jours, demi-vies dans le sol et l'eau supérieur(e) ou égal(e) à 182jours, et demi-vie dans les sédiments supérieur(e) ou égal(e) à 365jours), qui sont prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Des valeurs expérimentales et modélisées respectives du log K_oe de -0,67 et de -0,81 (voir le tableau2) pour l'acrylamide suggèrent que le potentiel de bioaccumulation de cette substance dans l'environnement est faible.

Le tableau6 présente les valeurs empiriques du facteur de bioconcentration (BCF) chez les poissons. L'accumulation d'acrylamide a été étudiée chez des poissons exposés à des solutions d'acrylamide de 1mg/L et de 10mg/L pendant une période de 20 à 40jours, dans des conditions statiques (les solutions étaient renouvelées quotidiennement afin de maintenir les concentrations d'acrylamide) (Fujiki et al., 1982). Chez la carpe (Cyprinus carpio) comme chez le medaka (Oryzias latipes) exposés à une solution d'acrylamide de 1mg/L, la substance s'accumulait lentement durant les 10premiers jours, puis l'accumulation augmentait rapidement jusqu'au 20^ejour. À des concentrations d'exposition de 10mg/L d'acrylamide, la substance s'accumulait rapidement dans les tissus des poissons jusqu'aux 10^ejour et 15^ejour, puis lentement jusqu'aux 20^e et 30^ejours. Les facteurs de bioconcentration estimés à partir de ces résultats étaient inférieurs à 3. Les résultats obtenus pour la carpe sont présentés au tableau6. Les auteurs ont également exposé la carpe et le medaka à une solution de polyacrylamide de 20mg/L pendant 60jours. Aucune accumulation de monomères de l'acrylamide n'a pu être observée dans l'un ou l'autre des poissons (Fujiki et al., 1982).

L'absorption d'acrylamide radio-marqué a été étudiée chez des alevins de truite arcenciel d'un an exposés à deux concentrations, soit 0,338mg/L et 0,710mg/L (Petersenet al., 1985). Les poissons étaient exposés à l'acrylamide pendant 72h, à une température de 12°C et dans des conditions statiques. Les concentrations d'exposition expérimentales étaient approximativement de 200 à 500 fois inférieures à la concentration létale médiane (CL₅₀) de 170mg/L, après 72h, déterminée pour la truite arc-en-ciel dans des conditions expérimentales semblables. Les facteurs de bioconcentration de l'acrylamide ont été mesurés dans la carcasse de la truite (y compris les reins, les branchies et la cervelle) et dans les viscères (cur, tractus gastro-intestinal, foie et gonades). À une concentration d'exposition de 0,338mg/L, les facteurs de bioconcentration pour cette substance étaient respectivement de 0,86 et de 1,12 dans la carcasse et dans les viscères, tandis qu'à une concentration d'exposition de 0,710mg/L, les valeurs des facteurs de bioconcentration mesurés étaient légèrement supérieures, soit 1,44 dans la carcasse et 1,65 dans les viscères (Petersen et al., 1985). Dans l'ensemble, on a déterminé que la valeur empirique des facteurs de bioconcentration pour cette substance étaient inférieur(e) à 2 chez les alevins de truite arc-en-ciel d'un an. On a constaté que l'acrylamide était excrété par les branchies, l'urine et la bile, et que 90% de la substance était excrétée sous une forme inchangée.

Puisque aucune donnée sur le facteur de bioaccumulation (FBA) et peu de données expérimentales sur le facteur de bioconcentration (FBC) étaient disponibles pour l'acrylamide, une méthode prédictive a été appliquée au moyen de modèles des facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration, comme l'indique le tableau7.

Comme on ne disposait pas de données sur le métabolisme de cette substance, on n'en a pas tenu compte dans les modèles des facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration.

Le modèle modifié du facteur de bioaccumulation de Gobas pour le niveau trophique intermédiaire chez le poisson a estimé le facteur de bioaccumulation à 1L/kg, ce qui indique que l'acrylamide ne présente aucun potentiel de bioconcentration ou de bioamplification dans l'environnement. Les résultats des calculs effectués avec le modèle du facteur de bioconcentration, qui sont présentés au tableau7, fournissent une autre preuve à l'appui du faible potentiel de bioconcentration de cette substance. D'après les valeurs empiriques disponibles, les valeurs obtenues par modélisation cinétique et d'autres valeurs modélisées, l'acrylamide ne satisfait pas aux critères de bioaccumulation (FBC ou FBAsupérieur(e) ou égal(e) à 5000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Il existe des preuves expérimentales selon lesquelles l'acrylamide, à des concentrations modérées, a des effets nuisibles sur les organismes aquatiques. Bien que des estimations modélisées de la toxicité de cette substance pour les organismes aquatiques aient été réalisées, elles ne sont pas présentées ici étant donné les nombreuses données expérimentales disponibles.

Il existe un vaste éventail de données expérimentales sur la toxicité de l'acrylamide pour plusieurs espèces d'organismes aquatiques. Aux États-Unis, des essais sur la toxicité de l'acrylamide pour les organismes aquatiques ont été recommandés en vertu de la Toxic Substances Control Act (TSCA) (Walker, 1991) et des études sur des espèces d'invertébrés et de poissons ont été financées par des fabricants de l'acrylamide (Breteleret al., 1982; Krautter et al., 1986; Walker, 1991).

Des données sur la toxicité pour les organismes aquatiques ont été choisies, car elles étaient considérées comme pertinentes pour l'évaluation de la toxicité de l'acrylamide. Elles sont résumées aux tableaux8 et 9. Des valeurs de la concentration létale moyenne (CL₅₀) aiguë ainsi que de la concentration efficace moyenne (CE₅₀) sont présentées pour des espèces d'invertébrés aquatiques (algue, daphnie, larve de moucheron, mysis, larve d'huître) et de poissons (cyprin doré, poisson-chat saccobranche, truite arc-en-ciel, têtede-boule, crapet arlequin).

Chez les invertébrés, les valeurs de la CL₅₀ aiguë varient de 78mg/L à 410mg/L (Breteler et al., 1982; Krautter et al., 1986), tandis que les valeurs de la CE₅₀ varient de 33,8mg/L à 230mg/L (Zaroogian, 1981; Krautter et al., 1986; SEPC, 1997) (voir le tableau8). La SEPC (1997) a calculé la valeur de la CE₅₀ aiguë après 72h en s'appuyant sur l'inhibition de la croissance d'une algue d'eau douce. Krautter et al.(1986) ont calculé la valeur de la CE₅₀ aiguë après 48heures en s'appuyant sur l'immobilisation et la migration vers le fond de D. magna et de la larve de moucheron. Zaroogian (1981) a réalisé un essai de 48heures sur des larves et des embryons d'huîtres pour évaluer la formation anormale de la coquille en vue d'effectuer des comparaisons interlaboratoires et de valider les essais pour le compte de l'Environnemental Protection Agency (EPA) des États-Unis. On a jugé que deux des quatre laboratoires ayant mené les essais avaient obtenu des résultats fiables (voir le tableau8).

Outre les données de laboratoire mentionnées précédemment, Brown et al. (1982) ont entrepris une étude sur le terrain pour examiner les effets de l'acrylamide sur la faune entomologique vivant sur des roches couvertes de mousse d'une rivière. D'après une évaluation qualitative de la faune entomologique exposée à une concentration de 50µg/L d'acrylamide, la taille de la population et la diversité des espèces avaient diminué après une exposition de 5h. Voici les espèces d'invertébrés aquatiques qui ont été étudiées: Leuctra hippopus, Protonemura meyeri, Amphinemura sulcicollis, Nemura cambrica, Chloroperla torrentium, Baetis rhodani, Hydropsyche instabilis, Rhyacophila dorsalis, Sericostoma personatum,ChironomidæetPhilopotamidæ. Après 21jours, seule l'espèce H. instabilis pouvait être observée dans la rivière. Les auteurs ont conclu que l'acrylamide semblait avoir des effets nocifs sélectifs sur les invertébrés aquatiques, mais ils ont indiqué que davantage de recherches devaient être réalisées pour bien comprendre les effets de l'acrylamide. Parmi les aspects incertains de l'étude, mentionnons la surveillance insuffisante en amont pendant toute la durée de la période d'échantillonnage, les changements du niveau de la rivière qui pourraient avoir modifié les concentrations nominales d'acrylamide, l'incapacité à faire la distinction entre les effets toxiques et la réaction d'évitement, et la variabilité saisonnière de la densité des populations d'invertébrés échantillonnés.

Walker (1991) a résumé les effets potentiels d'une exposition prolongée de l'organisme marin Mysidopsis bahia à l'acrylamide. Le ratio entre les valeurs des CL₅₀aiguës (4jours) et les concentrations toxiques acceptables maximales (CL₅₀ chroniques - 28jours) pour cet invertébré marin était de 26pour la survie des parents et des descendants, de 115pour le poids sec des femelles et de 975pour le poids sec des mâles. Ces ratios illustrent qu'une exposition prolongée à des concentrations d'acrylamide qui sont significativement inférieures à celles suggérées par des valeurs de CL₅₀ ou de CE₅₀ aiguë a des effets néfastes sur la reproduction et la croissance.

En résumé, les valeurs empiriques des CL₅₀ et des CE₅₀ aiguës obtenues pour les invertébrés aquatiques suggèrent que l'acrylamide est moyennement toxique pour ces organismes, ces valeurs variant entre 50 et 500mg/L.

De nombreuses valeurs empiriques de CL₅₀ et de CE₅₀ aiguës sont également disponibles pour plusieurs espèces de poisson. Les résultats de différentes études dont le temps d'exposition variait de 24 à 96h sont présentés au tableau9.

En bref, les valeurs des CL₅₀ après 24heures pour le cyprin doré, le poisson-chat saccobranche et les alevins de truite arc-en-ciel d'un an variaient entre 104 et 460mg/L (Bridié et al., 1979; Petersen et al., 1985; Shanker et Seth, 1986). Chez les alevins de truite arc-en-ciel d'un an, la CL₅₀ après 48heures était de 210mg/L et la CL₅₀ après 72heures, de 170mg/L (Peterson et al., 1985). Finalement, les valeurs des CL₅₀ après 96heures pour le cyprin doré, le poisson-chat saccobranche, le crapet arlequin, la têtedeboule et la truite arc-en-ciel variaient entre 86 et 162mg/L (Bridié et al., 1979b; Petersen et al., 1985; Krautter et al., 1986; Shanker et Seth, 1986).

De plus, des valeurs de CE₅₀ après 96heures pour les poissons, qui sont fondées sur une perte d'équilibre des organismes d'essai ou leur remontée à la surface, ont été publiées par Krautter et al. (1986). Les valeurs obtenues des CE₅₀ étaient similaires pour les différents organismes à l'essai, notamment de 88mg/L pour la truite arc-en-ciel, de 86mg/L pour la tête-de-boule et de 85mg/L pour le crapet arlequin.

En résumé, les valeurs empiriques des CL₅₀ et des CE₅₀ aiguës obtenues pour les poissons suggèrent que l'acrylamide est moyennement toxique pour ces organismes, ces valeurs variant entre 50 et 500mg/L.

EURAR (2002) et NICNAS (2002) ont présenté sommairement le peu de données qu'ils avaient des effets toxiques de l'acrylamide sur les plantes terrestres. Les données disponibles laissent supposer que l'exposition à l'acrylamide à une concentration de 10mg/kg a des effets légèrement toxiques sur la croissance des plantes. Aucun effet sur la germination des sem*nces n'a été observé.

Une contamination des cours d'eau à l'acrylamide a pu être observée à la suite de l'application des différents coulis dans le cadre de projets de construction en Europe et au Japon (EURAR, 2002). En Scandinavie, le bétail exposé à l'acrylamide présent dans l'approvisionnement en eau (soit un ruisseau à proximité), à la suite d'applications de coulis, montrait des symptômes d'empoisonnement, le principal symptôme étant la parésie des membres postérieurs (EURAR, 2002). Des effets néfastes ont également été observés chez des vaches quelques semaines après l'application de coulis dans le cadre d'un projet de tunnel en Suède. L'eau que buvaient les vaches était contaminée à l'acrylamide (EURAR, 2002).

Étant donné la forte quantité commercialisée, le nombre de déclarants et la grande variété des codes d'utilisation et des applications de l'acrylamide (voir les sections «Sources» et «Utilisations») les rejets dans l'environnement canadien sont possibles. Les rejets dans l'environnement ont été déclarés dans le contexte de l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP, 2008) ainsi que lors d'une enquête menée auprès des industries durant l'année civile2006 (EnvironnementCanada, 2008a) (voir la section qui traite des «Rejets dans l'environnement»). Néanmoins, aucune donnée ayant trait aux concentrations de cette substance dans les milieux naturels (air, eau, sol et sédiments) du Canada n'a encore été relevée.

Des données sur les concentrations d'acrylamide dans d'autres milieux naturels que l'environnement canadien ont été publiées. Comme l'indique la Commission européenne (EURAR, 2002), l'acrylamide n'a généralement pas été décelé (seuils de détection variant de 0,2 à 0,8µg/L) dans les eaux de surface (rivière), l'eau des mers et l'eau des estuaires des sites échantillonnés au Royaume-Uni et aux États-Unis (certains sites échantillonnés étaient en aval de sites de production). Des concentrations mesurées de 0,3µg/L et 3,4µg/L ont été relevées à deux autres sites au Royaume-Uni. Aucune concentration d'acrylamide n'a été décelée dans les sédiments (seuil de détection de 20 à 80µg/kg) d'un site américain situé à proximité d'une usine fabriquant ou utilisant de l'acrylamide ou des polyacrylamides (EURAR, 2002). Des concentrations d'acrylamide variant entre 0,47µg/L et 125µg/L ont été mesurées dans des eaux de procédé (effluents ou rejets) au Royaume-Uni et aux États-Unis, tandis qu'aucune concentration n'a été décelée à un autre site (seuil de détection de 0,2µg/L) (EURAR, 2002).

Comme nous l'avons indiqué précédemment, l'acrylamide ne répond pas aux critères de persistance et de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

En outre, les données écotoxicologiques expérimentales indiquent que l'acrylamide n'a pas d'effet nocif important sur les organismes aquatiques lorsqu'il est présent en faibles concentrations. En ce qui concerne les espèces aquatiques vivant dans les milieux naturels canadiens, les valeurs d'écotoxicité aiguë de CL₅₀ et de CE₅₀ varient de 33,8mg/L pour une algue d'eau douce (SEPC, 1997) à 410mg/L pour la larve de moucheron (Krautter et al., 1986). La plus faible valeur de CE₅₀ déclarée (33,8mg/L), qui a été mesurée chez une algue d'eau douce (voir le tableau8), est la valeur critique de toxicité (VCT) utilisée pour estimer la concentration estimée sans effet (CESE). Un facteur d'évaluation de 100 a été appliqué à cette valeur pour tenir compte de l'incertitude liée aux effets chroniques possibles (en raison du manque de données sur les effets chroniques). Par conséquent, la concentration à effet nul probable est de 0,338mg/L.

Dans la présente évaluation préalable, un scénario d'exposition prudent a été élaboré en vue d'estimer les rejets d'acrylamide des exploitations industrielles dans le milieu aquatique ainsi que les concentrations de ces rejets dans le milieu aquatique (EnvironnementCanada, 2008b, c). En 2006, entre un million et dix millions de kilogrammes d'acrylamide ont été importés au Canada. Il a entre autres été présumé que 5% de la substance était éliminé durant la fabrication ou la manipulation, le traitement secondaire des eaux usées et le rejet dans d'importants milieux récepteurs. Ce scénario a entraîné une valeur de la concentration environnementale estimée (CEE) dans l'eau bien en deçà des valeurs d'acrylamide mesurées dans les eaux de surface d'autres pays (EURAR, 2002). La concentration environnementale estimée était également bien en deçà de la concentration estimée sans effet de 0,338mg/L, ce qui donne un quotient de risque inférieur à 1. Ce scénario d'exposition prudent indique que l'acrylamide ne devrait présenter qu'un faible risque pour les organismes aquatiques.

À la lumière des renseignements disponibles, il est improbable que l'acrylamide cause des effets écologiques nocifs au Canada.

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Très peu de données ayant trait aux concentrations d'acrylamide dans le milieu naturel ont été relevées. En raison de sa faible pression de vapeur et de sa grande hydrosolubilité, l'acrylamide ne devrait pas être un contaminant atmosphérique fréquent (OMS, 2004). Il a néanmoins été détecté dans une grande variété de produits alimentaires de beaucoup de pays (FAO/OMS, 2006a, b, c). La principale voie de formation de l'acrylamide dans ces produits alimentaires semble être une réaction chimique provoquée par des températures élevées (réaction de Maillard) entre l'asparagine et certains sucres réducteurs, qui sont présents à l'état naturel dans les aliments (SantéCanada, 2005a, b; FAO/OMS, 2006a). Les aliments qui contiennent de bonnes quantités de ces deux précurseurs sont en grande partie faits à partir de végétaux comme la pomme de terre et les céréales. La FAO et l'OMS (2006a) ont remarqué que la formation d'acrylamide est particulièrement probable dans des aliments riches en glucides qui sont cuits ou frits à des températures supérieures à environ 120 °C. Bien que plusieurs autres voies de formation de l'acrylamide aient été définies, elles contribuent probablement très peu aux teneurs totales mesurées dans la plupart des aliments (Dybing et al., 2005).

Au Canada, les concentrations les plus élevées d'acrylamide ont été observées dans les patates frites et les croustilles. La pomme de terre renferme de l'asparagine et des sucres à l'état naturel, et ce produit est d'habitude cuit à des températures élevées (SantéCanada, 2005a, b et 2006). Aucune concentration d'acrylamide n'a été décelée dans les pommes de terre bouillies étant donné que la température de cuisson n'est pas suffisamment élevée pour entraîner la formation de cette substance (SantéCanada, 2005b). On a également décelé la présence d'acrylamide dans les céréales pour petit déjeuner, les pâtisseries, les biscuits, le pain, les petit* pains, les rôties, les produits à base de cacao et le café, mais en concentrations plus faibles que celles mesurées dans les patates frites et les croustilles. L'acrylamide n'est présent dans aucun ingrédient de ces produits alimentaires avant leur cuisson et il n'est pas non plus ajouté par inadvertance à une étape ou l'autre de la préparation de ces aliments (SantéCanada, 2005c).

En ce qui a trait à d'autres produits alimentaires, la FAO et l'OMS (2006a) mentionnent avoir détecté de l'acrylamide dans le café, les olives noires en conserve, les noix, le chocolat, certains produits à base de poisson et de viande, les légumes rôtis (piments, oignons et brocoli) et les prunes. On a également observé que les concentrations d'acrylamide dans le café, le cacao, les biscuits, le pain d'épice et la réglisse diminuaient durant l'entreposage.

Très peu de données sur les concentrations d'acrylamide dans le lait maternel ont été relevées. De plus, aucune donnée canadienne sur la présence d'acrylamide dans le lait maternel n'a été relevée. Sur 15échantillons prélevés en Suède de 2000 à 2004, l'acrylamide n'a été détecté qu'une seule fois (0,51µg/kg). Les concentrations des 14autres échantillons étaient inférieures au seuil de quantification (soit inférieur(e) à 0,5µg/kg) (Fohgelberg et al., 2005). On mentionne que Sorgel et al.(2002) ont relevé des concentrations d'acrylamide plus élevées dans le lait maternel (18,8ng/mL). Cependant, les deux mères qui s'étaient portées volontaires avaient mangé des croustilles avant l'échantillonnage et, de plus, les concentrations de pointe résultantes ne sont pas considérées comme étant représentatives des concentrations qui auraient été prévues durant l'allaitement. Fohgelberg et al, (2005) ont également analysé des laits maternisés vendus en Suède. La concentration la plus élevée parmi les 8échantillons analysés était de 0,7µg/kg. Néanmoins, aucune concentration d'acrylamide n'a été décelée dans les préparations pour nourrissons, dans le cadre des activités courantes en matière d'enquête et de l'Étude de la diète totale de SantéCanada. (SantéCanada, 2005c).

Des estimations de l'absorption quotidienne d'acrylamide ont été préparées pour différents groupes d'âge de la population canadienne générale en fonction des concentrations maximales mesurées dans les milieux naturels pertinents (air, eau potable, sol et aliments) (annexes1 et 2). L'apport total provenant des aliments et des milieux naturels allait de 0,37µg/kg-p.c. (kg-p.c.) par jour chez les nourrissons à 1,76µg/kg-p.c. par jour chez les enfants âgés de 6mois à 4ans. Pour la plupart des groupes d'âge, environ 90% de l'absorption quotidienne était attribuable aux aliments. On n'a trouvé aucune donnée sur le rôle des différentes alimentations (différences culturelles) dans l'ingestion d'acrylamide (Dybing et al., 2005). L'absorption d'acrylamide provenant de l'air, de l'eau potable et du sol, bien qu'elle soit établie en fonction de données restreintes, est négligeable en comparaison avec l'apport par les aliments.

Les données sur l'apport alimentaire de l'acrylamide, qui sont présentées à l'annexe2, ont été compilées par la Division de la statistique et de l'épidémiologie, Bureau des biostatistiques et des applications informatiques, Direction des aliments, Direction générale des produits de santé et des aliments, SantéCanada (document non publié). Il s'agit de données canadiennes récentes sur la consommation d'aliments tirées du cycle2.2 (Nutrition) de l'Enquête sur la santé dans les collectivités canadiennes, Nutrition (StatistiqueCanada, 2004) et de concentrations de contaminants provenant de sources diverses. Les données canadiennes (Becalski et al., 2003 et 2005; SantéCanada, 2005c et 2007) compilées par le Bureau d'innocuité des produits chimiques, Division de la recherche sur les aliments, Direction générale des produits de santé et des aliments, SantéCanada, sur les niveaux de contaminants dans les différents produits alimentaires, ont été complétées par des données de la Food and Drug Administration des États-Unis (US FDA, 2006a, b), de la FAO et de l'OMS (2006c) en vue de dresser une liste aussi exhaustive que possible des aliments pouvant faire partie d'une alimentation canadienne type. Pour les échantillons où l'acrylamide n'a pas été décelé, on a établi de manière prudente la concentration comme étant celle du seuil de détection. Les valeurs de l'apport alimentaire de l'acrylamide varient de 0,30 à 1,58µg/kg-p.c. par jour quand on se base sur des niveaux moyens de consommation. Les patates frites et les croustilles semblent être les principales sources alimentaires d'acrylamide (SantéCanada, 1997. Communication personnelle, Bureau d'innocuité des produits chimiques, Direction des aliments; source non citée). D'après l'étude limitée menée par Fohgelberg et al. (2005), et en supposant une quantité ingérée de lait maternel de 800mL par jour (selon des données de consommation des années1970), l'apport estimé d'acrylamide contenu dans le lait maternel est établi à 0,06µg/kg de poids corporel par jour. Par conséquent, il est peu probable que le lait maternel soit une source d'exposition à l'acrylamide importante comparativement aux aliments. SantéCanada recueille actuellement des données de fréquence supplémentaires afin de préciser les estimations liées à l'exposition alimentaire à l'acrylamide et d'étayer ces estimations.

Récemment, Heudorf et al. (2009) ont estimé les quantités d'acrylamide absorbées par 110enfants allemands en s'appuyant sur l'analyse des acides mercapturiques de l'acrylamide et de la glycidamide dans l'urine. Une association significative a pu être observée entre la consommation de patates frites et les niveaux de métabolites de l'acrylamide dans l'urine (c.-à-d. des concentrations de métabolites de deux à trois fois plus élevées chez les enfants ayant consommé des patates frites plus de trois fois par semaine par rapport à ceux qui en avaient consommées moins d'une fois par mois).

Parmi les autres sources d'exposition potentielle à l'acrylamide, mentionnons le tabagisme, la présence d'acrylamide résiduel dans les polyacrylamides utilisés dans les cosmétiques, les amendements de sol et les coagulants, et les floculants utilisés dans le traitement de l'eau (Van Landingham et al., 2004; Dybing et al., 2005; FAO/WHO 2006a). En utilisant les concentrations d'acrylamide mesurées dans la fumée de cigarette, la FAO et l'OMS ont estimé l'exposition moyenne et la limite supérieure d'exposition des fumeurs à l'acrylamide, à 0,67 et à 1,63µg/kg-p.c. par jour, respectivement. On rapporte qu'aux États-Unis seul un nombre restreint d'articles de toilette et de cosmétiques contenait des polyacrylamides (4 des 775nettoyants pour la peau, 24 des 905hydratants, etc.) (voir l'annexe3). Les concentrations résiduelles d'acrylamide observées dans plus de 20catégories de produits variaient de 0,003 à 1,3mg/kg. Au Canada, aucune donnée sur les concentrations résiduelles d'acrylamide dans les produits de soins personnels n'a été relevée. Les concentrations de polyacrylamides dans la plupart de ces produits qui sont vendus au Canada sont inférieures à 3% (annexe4). Des estimations de l'absorption résultant de l'utilisation de cosmétiques (p.ex. fard à yeux, fond de teint, lotion pour les mains) ont été calculées à l'aide du logiciel ConsExpo4.1 (ConsExpo, 2006). L'absorption prévue était négligeable comparativement aux prédictions pour l'apport alimentaire (p.ex. absorption prévue pour la lotion pour le corps inférieur(e) à 0,03µg/kg de poids corporel par jour; annexe5). La Commission européenne (EURAR, 2002) a jugé que l'exposition aux cosmétiques sans rinçage représenterait une absorption de l'ordre de 65µg/jour, ce qui équivaut à 1,1µg/kg-p.c. par jour pour les personnes âgées de 12 à 19ans et 0,9µg/kg-p.c. par jour pour les personnes âgées de 20 à 59ans (en fonction du poids corporel correspondant à ces groupes d'âge - SantéCanada, 1998). Cependant, cette estimation est établie en fonction d'une concentration maximale de monomères de 0,01%, alors que la concentration maximale des monomères de l'acrylamide observée dans les cosmétiques aux États-Unis était inférieur(e) à 0,00013% (annexe3; NTP, 2005a). Même si les données sont insuffisantes pour permettre la quantification de l'exposition à l'acrylamide résiduel utilisé dans les amendements de sol, les coagulants et les floculants, on s'attend à ce que l'exposition découlant de ces utilisations soit négligeable.

On peut réellement se fier aux estimations d'absorption de l'acrylamide par la population générale, car elles ont été établies principalement en fonction d'analyses rigoureuses réalisées récemment par SantéCanada (Becalski et al., 2003; SantéCanada, 2005c, 2007) et de données supplémentaires diffusées par la Food and Drug Administration des ÉtatsUnis (US FDA, 2006b) et FAO/OMS (2006c). De plus, les concentrations d'acrylamide dans les patates frites et les croustilles (les aliments qui constituent la principale source d'absorption) déclarées par ces deux organismes étaient compatibles.

L'annexe6 présente un aperçu des effets (déclarés) de l'acrylamide sur la santé des animaux de laboratoire et de l'homme.

L'acrylamide a été classifié comme étant probablement cancérogène pour l'homme (selon des preuves insuffisantes chez l'homme et des preuves concluanteschez les animaux de laboratoire [CIRC, 1994]), comme un cancérogène probable pour l'homme (selon des données insuffisantes sur l'homme et des preuves concluantes chez les animaux [US EPA, 2001])^{Note de bas de page 1}, comme un «cancérogène sans seuil d'exposition» (EURAR,2002), comme un cancérogène (NICNAS, 2002) et comme vraisemblablement cancérogène pour l'homme (NTP, 2005b). La base de données sur la cancérogénicité comprend une incidence accrue des tumeurs bénignes et malignes dans plusieurs organes de rats mâles et femelles et des effets cancérogènes chez des souris soumises à des essais biologiques pendant un an (plusieurs voies d'exposition) (US EPA, 2001).

Chez des rats Fischer344 auxquels on a administré de l'eau potable contenant de l'acrylamide à des concentrations équivalentes à 0, 0,01, 0,1, 0,5 ou 2mg/kg-p.c. par jour pendant deux ans, on a pu noter une augmentation significative de l'incidence d'adénomes folliculaires de la thyroïde et de mésothéliomes péritonéaux dans la région des testicules chez les mâles (Johnson et al., 1986). Le mésothéliome de la tunique vagin*le des testicules est une tumeur extrêmement rare chez l'homme, mais relativement courante chez les rats Fischer344 (Wall, 2005). Chez les femelles, on a remarqué une incidence accrue des tumeurs folliculaires de la thyroïde, des tumeurs mammaires, des tumeurs gliales du système nerveux central, des papillomes buccaux, des adénocarcinomes utérins et des adénomes cl*toridiens (Johnson et al., 1986).

Friedman et al. (1995) ont exposé des rats F344 à l'acrylamide pendant 106semaines en ajoutant cette substance à de l'eau potable à des concentrations entraînant une absorption de 0, 0, 0,1, 0,5 ou 2,0mg/kg de poids corporel par jour chez les mâles et de 0, 0, 1,0 ou 3,0mg/kg de poids corporel par jour chez les femelles. Chez les mâles qui étaient exposés à la concentration la plus élevée, on a observé une augmentation significative des mésothéliomes de la tunique vagin*le des testicules et des adénomes folliculaires de la thyroïde. Chez les femelles qui étaient exposées à la concentration la plus élevée, on a observé une augmentation significative de l'incidence du nombre total d'animaux présentant des tumeurs folliculaires de la thyroïde. Chez les femelles exposées aux concentrations moyennes et élevées, on a observé une augmentation significative de l'incidence des néoplasmes mammaires. Rice (2005) a constaté que sept cas de tumeur cérébrale primitive de catégorie morphologique distincte, décrite comme une réticulose maligne, avaient été déclarés par les auteurs, sans toutefois être inclus dans leurs analyses. Damjanov et Friedman (1998) ont ultérieurement réexaminé les tumeurs testiculaires et suggéré que les mésothéliomes pouvaient être bénins d'après leur uniformité cellulaire, la petite taille de la lésion, et l'absence de dissémination au péritoine et de métastases péritonéales.

Les tumeurs cutanées et du poumon induites par une exposition à l'acrylamide ont été étudiés dans une série d'essais biologiques non standard de cancérogénicité chez des souris (Bull et al., 1984b). On a administré à des souris A/J (une souche extrêmement susceptible aux tumeurs du poumon) de l'acrylamide par gavage oral à raison de 0, 6,25, 12,5 ou 25mg/kg-p.c., trois fois par semaine, pendant huit semaines. Cinq mois après la fin de l'exposition, on a constaté une augmentation significative liée à la dose du nombre de souris ayant développé un adénome pulmonaire et du nombre d'adénomes pulmonaires par souris.

La Food and Drug Administration des États-Unis (FDA) et le National Toxicology Program des États-Unis (NTP) ont entrepris, en mai2005, des études de l'exposition chronique à l'acrylamide par l'eau potable chez des rats et des souris (FAO/OMS, 2006c); les résultats n'ont pas encore été publiés.

Bien que le lien potentiel entre l'exposition à l'acrylamide et l'induction de cancers ait été étudié dans le cadre de plusieurs études épidémiologiques, les résultats sont mitigés. Marsh et al. (2007) ont présenté un rapport sur le décès d'une cohorte de travailleurs, certains ayant été exposés à l'acrylamide, d'autres non, survenu dans trois usines des États-Unis (n=8508) et dans une usine des Pays-Bas (n=344). Aucun lien n'a pu être établi entre l'exposition à l'acrylamide et les risques élevés de mortalité par cancer, en se basant sur une comparaison avec les taux nationaux et locaux, les analyses des antécédents professionnels ainsi que les indicateurs d'exposition au sein de la cohorte. Swaen et al. (2007) ont étudié 696travailleurs exposés à l'acrylamide de 1955 à 2001. L'exposition a été évaluée rétrospectivement en s'appuyant sur des échantillons personnels à partir des années1970 et sur des échantillons aréolaires durant toute la durée de l'étude. Pour tous les cancers, aucune proportion normalisée des décès par cause n'était liée à l'exposition. Toutefois, Olesen et al. (2008) ont analysé des échantillons sanguins prélevés chez 374sujets atteints d'un cancer du sein dans le cadre d'une étude cas-témoins hiérarchique s'insérant dans une étude prospective de cohortes, et ils ont pu observer une corrélation entre les taux d'hémoglobine et d'acrylamide et les cancers du sein à récepteurs d'strogènes positifs.

Dans le cadre d'une étude prospective dont les données provenaient d'une cohorte de 61467femmes, s'étant échelonnée de 1987-1990 à 2003, Mucci et al. (2006) n'ont constaté aucune corrélation entre l'apport alimentaire d'acrylamide et le cancer du côlon ou du rectum. De façon similaire, Pelucchi et al. (2006) n'ont observé aucune corrélation cohérente entre l'apport alimentaire d'acrylamide et les risques accrus de cancers buccaux, de cancers du pharynx, de l'sophage, du gros intestin, du rectum, du sein et de la prostate, et ce, après s'être appuyés sur des données tirées d'un réseau d'études cas-témoins réalisées en milieu hospitalier, en Italie et en Suisse. De plus, dans trois études cas-témoins, aucun lien n'a pu être établi entre le risque accru de cancers du gros intestin, de la vessie, du rein ou du sein et l'absorption d'acrylamide (Mucci et al., 2003, 2004 et 2005).

Hogervorst et al. (2007) ont choisi de façon aléatoire une sous-cohorte de 2589femmes à partir d'une étude de cohortes sur l'alimentation et le cancer réalisée aux Pays-Bas. L'apport alimentaire d'acrylamide a été évalué par des questions relatives à la fréquence de la consommation de certains aliments et des analyses chimiques des aliments consommés. Après une étude de suivi de 11,3années, ils ont constaté que les risques de cancers postménopausiques de l'endomètre et de l'ovaire augmentaient avec un apport alimentaire accru d'acrylamide. Il n'y avait cependant aucun risque accru de cancer du sein associé à l'absorption d'acrylamide. Selon un protocole semblable, Hogervorst et al. (2008) ont choisi de façon aléatoire une sous-cohorte de 5000hommes et femmes. Ils ont découvert «certains signes» d'une corrélation positive entre l'apport alimentaire d'acrylamide et le risque du cancer du rein, mais aucun lien direct avec un risque du cancer de la vessie ou de la prostate.

Larsson et al. (2009) ont étudié 61433femmes qui n'avaient pas le cancer et qui ont répondu à un questionnaire sur la fréquence de la consommation de certains aliments. Dans une étude d'une durée moyenne de 17,4années, la cohorte était composée de 2952femmes atteintes du cancer du sein. Aucune corrélation significative n'a pu être établie entre l'absorption à long terme d'acrylamide et le risque de cancer du sein, soit en général, soit d'après l'état des récepteurs d'strogènes ou de progestérone. La corrélation entre l'absorption d'acrylamide et le risque de cancer du sein ne variait pas selon que la personne était un fumeur ou un non-fumeur.

L'acrylamide a été classé comme un agent mutagène de catégorie3 (mention de risque R62: peut causer des dommages génétiques héréditaires) par la Commission européenne (2002). De façon similaire, le Commonwealth of Australia (NICNAS, 2002) a conclu que l'acrylamide «pouvait causer des dommages génétiques héréditaires». D'après la Commission européenne (EURAR 2002), l'acrylamide n'est pas un agent mutagène dans la plupart des essais bactériologiques avec et sans activation métabolique. Cependant, des résultats positifs ont été rapportés dans le cadre d'analyses du lymphome de la souris. De la même façon, on a observé que l'acrylamide causait des aberrations chromosomiques dans les cellules de mammifères en culture. Des résultats positifs et négatifs ont été obtenus dans des tests in vitro des échanges de chromatides surs et de la synthèse d'ADN non programmée. in vivo, l'acrylamide avait un pouvoir mutagène, la plupart des résultats des tests du micronoyau (sang périphérique, moelle osseuse et rate) et des essais sur les aberrations chromosomiques s'étant révélés positifs. Les résultats d'essais in vivo sur cellules germinales (aberrations chromosomiques, micronucléus, translocations héréditaires) et les résultats de tests de létalité dominante avec l'acrylamide étaient eux aussi positifs. La génotoxicité de l'acrylamide semblait, en grande partie, être médiée par son métabolite, la glycidamide, un époxyde chimique réactif (FAO/OMS, 2006a).

Bien qu'une analyse du mode d'action n'ait pas été réalisée dans le cadre de la présente évaluation préalable, la Commission européenne (EURAR, 2002) a suggéré que, d'après le genre de tumeurs observées dans les essais biologiques sur les animaux, il y avait éventuellement un lien avec le déséquilibre du système endocrinien ainsi qu'avec les mécanismes hormonaux. Néanmoins, compte tenu du profil de génotoxicité, l'activité génotoxique ne pouvait être éliminée comme facteur contribuant à la formation des tumeurs. Aucune donnée ne semblait indiquer que la cancérogénicité était restreinte aux animaux de laboratoire et qu'elle ne concernait pas l'homme. De façon semblable, le comité conjoint d'experts FAO/OMS sur les additifs alimentaires (FAO/OMS, 2006c) a conclu que «les données actuelles disponibles n'étaient pas suffisantes pour appuyer les mécanismes non génotoxiques associés aux cancers provoqués par l'acrylamide, notamment au vu des preuves qui corroboraient les mécanismes de génotoxicité» [traduction]. Lors d'un colloque de l'Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA, 2008), Doerge (2008) a conclu qu'il y avait un «ensemble de preuves probantes» à l'appui d'un mécanisme réactif direct de l'ADN pour la cancérogénicité de l'acrylamide lorsque cette substance était métabolisée en glycidamide.

De plus, l'US EPA (2007) a récemment diffusé le rapport d'examen préliminaire externe d'une étude toxicologique de l'acrylamide qui reconnaît qu'une réponse hormonale altérée avait été proposée comme mode d'action. Cependant, on a jugé que les données étaient insuffisantes pour pouvoir faire une telle affirmation. Le conseil consultatif des sciences de l'US EPA (US EPA, 2008) était d'accord avec la conclusion de la version préliminaire de l'US EPA (2007) selon laquelle l'acrylamide est «probablement cancérogène pour l'homme» en raison de son pouvoir mutagène. Le Committee on Mutagenicity of Chemicals in Food, Consumer Products and the Environment (comité sur le pouvoir mutagène des produits chimiques dans les aliments, les produits de consommation et l'environnement) du Royaume-Uni a entrepris un examen de l'acrylamide (COM, 2008).

Dans le cadre d'études de la toxicité aigüe, subchronique, chronique et à court terme menées sur des animaux en laboratoire, l'acrylamide a également causé des effets neurologiques. Lors d'études de neurotoxicité avec des chats, des rats, des souris, des cochons d'Inde, des lapins et des singes, des expositions répétées et quotidiennes variant de 0,5 à 50mg/kg-p.c. ont provoqué un étalement des pieds (pied étalé) des pattes arrière, une ataxie et l'affaiblissem*nt des muscles squelettiques, lesquels ont pu être mesurés par une diminution de la force de préhension des pattes antérieures et postérieures (NTP, 2005a)^{Note de bas de page 2}. Une augmentation de la durée d'exposition a été associée à l'aggravation de la neuroxicité. Lors d'essais avec des rats dont l'eau avait été additionnée d'acrylamide (durée de deux ans), des lésions des nerfs périphériques ont été observées quand 2mg d'acrylamide étaient administrés quotidiennement par kilogramme de poids corporel (concentration minimale avec effet nocif observé) (concentration sans effet observé = 0,5mg/kg de poids corporel par jour) (Johnson et al., 1986). Dans le même ordre d'idée, la microscopie électronique a montré de légers changements des nerfs périphériques de rats dont l'eau avait été quotidiennement additionnée de 1mg d'acrylamide par kilogramme de poids corporel (dose minimale avec effet observé) pendant 90jours (concentration sans effet observé = 0,2mg/kg de poids corporel par jour) (Burek et al., 1980). Les examens en microscopie électronique se limitaient à des rats mâles. De plus, les effets observés semblaient s'être annulés complètement après une période de récupération de 25jours. Bien que des effets histopathologiques aient été signalés chez des singes dans des études à court terme, la méthodologie utilisée n'a pas permis de déterminer les concentrations entraînant un effet (EURAR, 2002).

Des effets neuropathologiques, principalement la neuropathie périphérique, causés par une exposition à l'acrylamide, ont également été déclarés dans des rapports de cas et des enquêtes en milieu de travail (EURAR, 2002). Chez les humains, on a noté des neuropathies à des concentrations estimées dans l'air qui étaient équivalentes à des doses inférieures aux concentrations avec effets signalées durant des études expérimentales menées sur des animaux. Les données étaient toutefois insuffisantes pour permettre d'établir une relation dose-réponse chez l'homme.

La Commission européenne (EURAR, 2002) a jugé que l'acrylamide «risquait possiblement de diminuer la fécondité». Un comité d'experts du NTP (2005a) a conclu que l'acrylamide a des effets toxiques sur le développement des souris et des rats. Le comité a de plus jugé que l'acrylamide avait des effets toxiques sur le système reproducteur des souris et des rats mâles, lesquels sont en grande partie des effets létaux dominants. Plus récemment, Garey et al. (2005) ont observé une diminution statistiquement significative (pas nécessairement sur le plan biologique) du poids corporel de bébés rats F344, en l'absence de relation dose-effet, selon un protocole où les mères rates étaient exposées à l'acrylamide à partir du 7ejour de gestation jusqu'à l'accouchement et où les ratons étaient exposés aux mêmes doses dès leur naissance, pendant 22jours (concentration minimale avec effet nocif observé = 1mg/kg de poids corporel par jour). La Commission européenne (EURAR, 2002) a fait remarquer que même si une fertilité diminuée chez les rats et les souris était associée à des effets dommageables sur les caractéristiques du sperme, les effets neurotoxiques pouvaient également avoir joué un rôle. En outre, il n'y avait aucune preuve de toxicité ftale sélective chez les rats et les souris, qui n'était pas associée à une toxicité maternelle.

Le coefficient de confiance attribuable à l'ensemble des données des effets sur la santé de l'acrylamide est élevé, car des données sur la cancérogénicité, la génotoxicité, la toxicité de la reproduction et du développement, la neurotoxicité et d'autres effets ont été recueillies.

En s'appuyant principalement sur des évaluations réalisées par plusieurs organismes internationaux et nationaux (CIRC, 1994; US EPA, 2001; EURAR, 2002; NICNAS, 2002; NTP, 2005b) qui reposent sur le poids de la preuve, on trouve que la cancérogénicité, pour laquelle un mode d'induction supposant une interaction directe avec le matériel génétique ne peut être exclu, constitue un effet critique pour la caractérisation du risque pour la santé humaine de l'acrylamide (EURAR, 2002, FAO/OMS, 2006c). Cette classification est surtout fondée sur les résultats d'essais biologiques avec des animaux, car le peu d'études épidémiologiques disponibles ne prouve pas ou ne prouve que faiblement qu'une exposition à l'acrylamide augmente le risque de cancer. Une incidence accrue de tumeurs dans plusieurs organes (testicules, glande thyroïde, glandes mammaires) a invariablement été observée dans le cadre de deux essais avec des rats de même souche dont l'eau avait été additionnée d'acrylamide. Il a été démontré in vivo que l'acrylamide était génotoxique. En effet, les résultats d'un vaste éventail d'essais sur les cellules somatiques de rongeurs se sont avérés positifs et on a constaté que l'acrylamide induisait des dommages génétiques transmissibles dans les cellules germinales mâles de souris.

Les études épidémiologiques ont confirmé que des personnes et des travailleurs avaient développé une neuropathie périphérique après avoir été sujets à des niveaux d'exposition dans l'air qui pourraient être comparables ou inférieurs aux niveaux d'exposition par voie orale avec effets signalés dans des études expérimentales sur des animaux, même si les données étaient insuffisantes pour quantifier la relation dose-réponse. Les résultats des études menées sur des animaux sont compatibles avec ces observations; des lésions des nerfs périphériques ayant été observées à la suite d'une exposition chronique et subchronique chez des rats dont l'eau avait été additionnée d'acrylamide. La documentation confirme que le niveau d'effet dans la plage de la plus faible dose minimale avec effet observé était de 1mg/kg de poids corporel par jour (Burek et al., 1980). Des effets dommageables sur la reproduction et le développement d'animaux de laboratoire ont été déclarés, en général à des concentrations d'exposition plus élevées, bien que, dans le cadre d'un essai récent, des effets sur la reproduction des souris aient été observés à la même concentration d'exposition que la plus faible dose minimale avec effet observé pour des effets neuropathologiques (soit 1mg/kg-p.c. par jour).

Une comparaison entre la concentration à effet critique non néoplasique associée à des effets neurologiques chez les rats (1mg/kg de poids corporel par jour) et l'ingestion totale journalière estimée de la tranche d'âge de la population générale qui est la plus susceptible d'être exposée (1,76µg/kg de poids corporel par jour), permet d'obtenir une marge d'exposition d'environ 570. Compte tenu du profil des effets graves associés à l'exposition à l'acrylamide, y compris la neurotoxicité observée chez les humains, cette marge est considérée comme inadéquate pour protéger la santé humaine.

Une absorption d'acrylamide supplémentaire résultant de l'exposition à la fumée de cigarette diminuerait davantage la marge d'exposition et l'augmentation correspondante du risque pour la santé.

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D'après les renseignements contenus dans ce rapport d'évaluation préalable, l'acrylamide ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de la cancérogénicité de l'acrylamide, pour laquelle il pourrait exister une possibilité d'effets nocifs à tout niveau d'exposition, ainsi que du manque de fiabilité possible du seuil d'exposition pour d'autres effets sur la santé, il en ressort que l'acrylamide est considéré comme une substance qui peut pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer ou à pouvoir constituer un danger pour la vie ou la santé humaine au Canada.

Par conséquent, il est conclu que l'acrylamide ne satisfait pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la LCPE (1999), mais qu'il satisfait aux critères de l'alinéa 64c) de la LCPE (1999).

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