Baryum et ses composés solubles

Définition

Le baryum (CAS 7440-39-3, Ba) est un métal de la famille des alcalino-terreux présent naturellement à l’état de trace tant dans les roches sédimentaires que ignées. En raison de sa réactivité, il n’est jamais présent sous sa forme élémentaire. Dans l’environnement, le baryum est essentiellement présent sous forme de sel cationique divalent (Ba2+) jumelé à d’autres éléments (United States Environmental Protection Agency [U.S. EPA], 2005). Le principal composé du baryum environnemental est la barytine (sulfate de baryum, CAS 7727-43-7) et, dans une moindre mesure, la whitérite (carbonate de baryum, CAS 513-77-9) (World Health Organization [WHO/OMS], 2016). Par contre, ces composés sont peu solubles (U.S. EPA, 2005; Santé Canada, 2020). Les composés solubles du baryum sont l’acétate, le nitrate et les halogénures de baryum, à l’exception du fluorure de baryum (WHO, 2016). La solubilité des composés de baryum augmente avec l’acidité de l’eau (faible pH) (WHO, 2016).

Sources et niveaux environnementaux

Sources

Le baryum dans l’eau provient essentiellement de source naturelle (roc). Des niveaux élevés de baryum dans l’eau potable peuvent être observés dans l’eau souterraine ayant un faible pH et associés à des roches ignées « granitiques », des roches alcalines (riches en ions alcalins tels que le sodium, le potassium, etc.), ignées ou volcaniques ainsi que des roches sédimentaires riches en manganèse (WHO, 2016). Certaines sources anthropiques peuvent aussi contribuer à la contamination de l’eau, puisque le baryum (sulfate et carbonate) est utilisé dans l’industrie du gaz et du pétrole (lors du forage), du plastique, du caoutchouc, de l’électronique et du textile (WHO, 2016). Il entre aussi dans la fabrication des glaçages et des émails pour céramique, du verre, du papier, d’additifs, de produits pharmaceutiques, de produits cosmétiques ainsi que dans la production de la brique, de l’acier et du verre optique.

Concentrations dans l’eau potable

Au Québec, de janvier 2008 à avril 2014, un total de 17 192 échantillons d’eau potable provenant de 3 135 réseaux de distribution distincts (desservant plus de 20 personnes) ont été analysés dans le cadre de la surveillance réglementaire afin de mesurer les concentrations de baryumI. Parmi ces échantillons, 25,5 % présentaient des concentrations de baryum supérieures à la limite de détection. Cette limite de détection variait, selon les laboratoires et les méthodes d’analyse, de 0,0002 à 0,05 mg/L. La valeur moyenne de ces résultats positifs était de 0,11 mg/L, avec une médiane de 0,042 mg/L. Parmi ces résultats positifs, 135 (3,1 %) provenant de 30 réseaux de distribution distincts, tous alimentés en eau souterraine, présentaient des concentrations de baryum supérieures à la norme québécoise de 1,0 mg/L. La valeur maximale mesurée en 2010 était de 78 mg/L, avec une valeur moyenne de 2,52 mg/L et une médiane de 1,30 mg/L. La plupart de ces systèmes de distribution sont des établissements touristiques situés en Montérégie et dans le Centre-du-Québec.

Dans le cadre du Programme d’acquisition de connaissances sur les eaux souterraines du Québec (PACES), de 2009 à 2013, le nombre d’échantillons avec des concentrations de baryum dans l’eau souterraine supérieures à la norme de 1 mg/L était relativement faible, variant de 0,2 % (pour les échantillons prélevés en Outaouais) à 7 % (pour l’est de la Montérégie) (Carrier et al., 2013; Comeau et al., 2013). Au Saguenay, alors que le baryum a été détecté dans 95 % des échantillons, seul un échantillon dépassait la norme prévue au Règlement sur la qualité de l’eau potable (CERM-PACES, 2013). Il faut noter que les puits échantillonnés dans le cadre de ce programme ne sont pas nécessairement des puits d’approvisionnement en eau potable.

De 2000 à 2016, Environnement Canada a collecté des données sur la qualité des eaux douces dans plus de 200 sites d'échantillonnage fédéraux et provinciaux à diverses stations et fréquences d'échantillonnage à travers les écosystèmes aquatiques du Canada (Environnement et Changement climatique Canada [ECCC], 2017). Pour le baryum total, tous les échantillons (18 985) étaient au-dessus de la limite de détection de 0,00002 à 0,001 mg/L (0,02 – 1 μg/L); la moyenne était de 0,04 mg/L, la médiane à 0,025 mg/L et le maximum à 1,9 mg/L.

Dans une enquête couvrant les aquifères situés dans le nord des États-Unis, le U.S. Geological Survey a établi une médiane à 0,066 mg/L pour le baryum dans l’eau souterraine (Groschen et al., 2009). Les concentrations de baryum de source géologique demeurent relativement stables (WHO, 2016).

Exposition de la population

Les principales sources d’exposition au baryum sont les aliments et l’eau. Bien que du baryum se retrouve dans l’air, son apport à l’exposition de la population est négligeable (0,03 – 22,0 µg/jour chez l’adulte) (Santé Canada, 2020; WHO 2016). Selon l’étude de 2007 de Santé Canada sur l’alimentation totale, les aliments ayant les teneurs les plus élevées en baryum sont les céréales, les noix, les épices, les betteraves, les carottes, les kiwis et la gomme à mâcher (Santé Canada, 2010).

Selon l’Étude canadienne sur l’alimentation totale de 2007, l’apport alimentaire moyen de baryum des Canadiens (tous âges confondus) était estimé à 9,3 µg/kg/jour (Santé Canada, 2011). Les adultes (20 ans et plus) avaient un apport moyen variant de 7,4 à 9,7 µg/kg/jour. Cet apport diminuait avec l’âge et était légèrement plus faible chez les femmes que chez les hommes. Les jeunes enfants avaient un apport moyen en baryum plus élevé que les adultes, allant de 18,9 à 24,8 µg/kg/jour pour les enfants de 0‑1 mois et de 1-4 ans, respectivement (Santé Canada, 2011). Ainsi, l’apport alimentaire moyen d’un enfant de 14,9 kgII peut être estimé à 0,37 mg/jour et celui d’un adulte de 70 kg à 0,679 mg/jour. Les études menées au Canada et au Royaume-Uni ont indiqué que l’apport en baryum par l’alimentation serait inférieur à 2 mg/jour pour les forts consommateurs (Agence française de sécurité sanitaire des aliments [AFSSA], 2007; Agence nationale de sécurité sanitaire de l’alimentation, de l’environnement et du travail [Anses], 2015).

L’exposition de la population au baryum provenant de l’eau potable peut être estimée à partir des concentrations retrouvées au Québec. Ainsi, à partir de la concentration moyenne des échantillons supérieurs à la limite de détection dans les eaux québécoises de 0,11 mg/L, un apport de 0,22 mg/jour pour un adulte de 70 kg (consommant 2 litres d’eau par jour) est estimé. Une eau ayant une teneur en baryum égale à la norme québécoise (1 mg/L) contribuerait à un apport de 2,0 mg/jour.

La concentration moyenne de baryum dans le lait maternel est estimée à 0,0036 mg/L (3,6 µg/L) (Canadian Council of Ministers of the Environment [CCME], 2013), contribuant ainsi peu à l’apport total en baryum.

Voies d'absorption

La principale voie d’absorption au baryum pour la population générale est l’ingestion d’aliments et d’eau. Lorsque présent dans l’air, le baryum peut aussi être absorbé par les poumons et les muqueuses nasales (Office of Environmental Health Hazard Assessment [OEHHA], 2003).

Pharmacocinétique et métabolisme

Chez l’humain, le degré d’absorption gastro-intestinal ou par les poumons du baryum varie de 9 à 90 % selon la solubilité du composé (les ions libres ou solubles étant rapidement adsorbés), le contenu gastro-intestinal et l’âge de l’individu (U.S. EPA, 2005; OEHHA, 2003; WHO, 2016). L’influence de l’âge est documentée d’après les modèles animaux, où l’absorption gastro-intestinale est plus grande (10 fois plus) chez les jeunes que chez les adultes (U.S. EPA, 2005). D’ailleurs, la Commission internationale de protection radiologique (CIPR/ICRP) estime, pour ses modèles de doses par ingestion chez l’humain, que la portion absorbée du baryum est de 20 % chez l’adulte, de 30 % chez l’enfant et de 60 % chez les nourrissons (CIPR, 1993).

Le baryum absorbé est distribué rapidement dans le plasma sanguin et dans tous les tissus, mais préférentiellement dans les os (90 % de la charge corporelle; demi-vie de 11 ans) (Santé Canada, 2020; WHO 2016; OEHHA, 2003). Le baryum en circulation peut traverser la barrière placentaire (WHO, 2016) et être présent dans le lait maternel (Agency for Toxic Substances and Disease Registry [ATSDR], 2007).

La voie principale d’excrétion du baryum après une administration orale est via les selles (91 %), alors que 6 % sont éliminés par transpiration et 3 % dans l’urine (Schroeder et al., 1972). La demi-vie d’élimination du baryum non incorporé dans les os est d’environ 3 à 4 jours (Kravchenko et al., 2014).

Données toxicologiques et épidémiologiques

Effets d'une exposition aiguë

Chez l’humain, les effets toxiques du baryum sont principalement dus à la substitution de calcium par le cation libre Ba2+ ainsi qu’au blocage des canaux potassiques et de l'hypokaliémie (ATSDR, 2007; Bhoelan et al., 2014; WHO, 2016). L’intoxication au baryum à de très fortes doses a causé des symptômes gastro-intestinaux et l’hypokaliémie avec l’hypertension aiguë, l’arythmie cardiaque, la paralysie des muscles squelettiques et la mort (doses peu documentées, mais sans doute au-delà de 800 mg de chlorure de baryum [11,4 mg/kg] ou de 550 mg de baryum) (U.S. EPA, 2005; WHO, 2016; OEHHA, 2003; U.S. EPA, 1987; Tao et al., 2016). Dépendamment de la dose et de la solubilité du sel de baryum ingéré, les décès peuvent être observés dans les heures ou les jours suivant l’intoxication (WHO, 2016). L’ingestion de 13 g de chlorure de baryum a mené à une paralysie progressive et des dommages nécrotiques rénaux (le traitement erroné avec du MgSO4 intraveineux a provoqué l’obstruction avec le baryum sulfate précipité dans les tubules) (U.S. EPA, 2005).

Chez les rats, les doses létales par voie orale (LD50) pour le chlorure, le carbonate et le sulfure de baryum se situent de 118 à 800 mg/kg/j (WHO, 2016). L’exposition de jeunes rates (âgées de 22 à 30 jours) au chlorure de baryum par gavage pendant 10 jours a diminué le taux d’azote uréique sanguin (BUN) ainsi que le ratio de poids/rein/cerveau à partir de 100 mg/kg/j (66 mg/kg/j de baryum), et la survie à partir de 300 mg/kg/j (198 mg/kg/j de baryum) (Borzelleca et al., 1988).

Effets d’une exposition sous-chronique

Une seule étude sous-chronique a été réalisée chez l’homme. Dans cette étude clinique de 10 semaines, 11 hommes volontaires ont ingéré 1,5 litre par jour d’eau distillée supplémentée en baryum : 0 mg/L pendant 2 semaines, puis 5 mg/L pendant 4 semaines, puis 10 mg/L pendant 4 autres semaines (Wones et al., 1990). Aucun effet clinique néfaste (incluant un effet sur la pression sanguine) n’a été observé. Par contre, une augmentation significative du calcium sérique a été observée à 5 et à 10 mg/L, mais les auteurs n’ont pas considéré cet effet comme néfaste (Wones et al., 1990).

Chez les rongeurs (souris B6C3F1 et rats F344/N), l’exposition pendant 13 semaines à des concentrations croissantes (0; 125; 500; 1000; 2000 et 4000 mg/L) de BaCl2 dans l’eau a causé une augmentation de la néphropathie et de la mortalité à la concentration la plus élevée (National Toxicology Program [NTP], 1994), laquelle correspond à des doses d’exposition chez les mâles et femelles de respectivement 200 mg/kg/j et 180 mg/kg/j chez les rats et de 450 mg/kg/j et 495 mg/kg/j chez les souris. Aucun effet cardiovasculaire n’a été observé dans cette étude, et l’absence de néphrosclérose secondaire à l’épaississement de la paroi vasculaire des artérioles rénales exclue également que la néphrotoxicité observée puisse découler d’une quelconque hypertension causée par le baryum (Dallas et Williams, 2001).

Une autre étude sur ces rats Long-Evans a observé une augmentation de la pression systolique (12 mm Hg) après un mois d’exposition à des concentrations de 100 mg/L de BaCl2 (5,1 mg/kg/j) dans l’eau (Perry et al., 1989; U.S. EPA, 2005; WHO, 2016), mais les résultats de cette étude n’ont pas été observés dans les études du NTP (1994) ni dans celle, précédente, de McCauley et al. (1985, cité dans Dallas et Williams, 2001), lesquelles ont pourtant utilisé des doses d’exposition nettement plus importantes et pour des périodes de temps similaires ou plus longues. De fait, l’U.S. EPA (2005) estime qu’un apport réduit en calcium alimentaire ainsi que d’autres éléments essentiels peuvent avoir contribué aux observations de Perry et al. (1989) puisqu’une carence en calcium serait un facteur de risque d’hypertension.

Une étude récente a mis en évidence d’importants changements hématotoxiques, séro-biochimiques et histologiques dus à l'accumulation de baryum chez les rats mâles adultes exposés à de fortes doses per os (179 mg/kg/j de BaCl2 et 418 mg/kg/j de BaCO3) pendant 30 jours. Des résidus de baryum abondants ont été observés dans le foie, la rate, le cœur et les reins, entraînant des altérations pathologiques dans tous ces organes. Les auteurs ont rapporté l’augmentation des marqueurs rénaux et hépatiques du stress oxydatif et de déséquilibre électrolytique (Mohammed et Ismail, 2017). L’implication possible de la génération des radicaux libres dans la pathogenèse de toxicité rénale et hépatique du baryum a été suggérée aussi dans les autres études (Elwej, Ghorbel, et al., 2016; Elwej, Grojja, et al., 2016).

Effets sur la reproduction et le développement

Les données sont limitées quant aux effets du baryum sur la reproduction et le développement. Dans une étude unigénérationnelle sur des rats et des souris, où les mâles ont été exposés 60 jours avant l’accouplement et les femelles, 30 jours, une diminution du poids des nouveau-nés a été observée chez le rat à la plus forte dose (200 mg/kg/j), mais ces effets n’étaient plus observés au 5e jour postnatal (AFSSA, 2007; Anses, 2015; Dietz et al., 1992). Aucune étude animale portant sur la toxicité reproductive du baryum sur deux générations ou sur la toxicité du développement n’a été effectuée.

Une étude récente de type cas-témoins a rapporté une association entre les niveaux de baryum dans les cheveux des femmes enceintes et dans le placenta et le risque de cardiopathies congénitales. Cet effet était observé pour chaque sous-type de cardiopathies congénitales observées. Par contre, lorsque les concentrations de baryum dans le tissu fœtal étaient considérées comme indicateur d’exposition, seul le lien avec défauts septaux était retrouvé (Zhang et al., 2017). Cette étude comporte de nombreuses lacunes qui limitent sa validité (biais de sélection et de confusion possibles), en plus de la mesure de l’exposition qui est sujette à critique (cheveux). L’origine de l’exposition n’est pas non plus précisée.

Effet d’une exposition chronique

Compte tenu de l’effet cardiovasculaire du baryum observé chez l’homme à de très fortes doses, quelques études épidémiologiques ont tenté de vérifier si le baryum présent dans l’eau potable pouvait causer des effets cardiovasculaires. Dans une seule étude écologique, une augmentation de la mortalité a été observée pour cause cardiovasculaire, d’artériosclérose et pour toutes causes confondues, à des concentrations de baryum de moins de 10 mg/L dans l’eau potable, mais cette étude comportait plusieurs limites (absence de prise en compte du tabagisme, des habitudes alimentaires, de l’activité physique, de la mobilité de la population et de l’utilisation d’adoucisseur d’eau) (AFSSA, 2007; Brenniman et al., 1979; WHO, 2016). Cependant, les chercheurs ont réanalysé les données de cette étude en réduisant les limites précédentes, en comparant une communauté fortement exposée (moyenne de 7,3 mg/L et maximum de 10 mg/L) à une communauté témoin (0,1 mg/L). Cette fois, les chercheurs n’ont pas observé de différences significatives entre ces deux communautés concernant la pression sanguine systolique ou diastolique, l’historique d’hypertension, les maladies coronariennes, arthérosclérotiques ou cardiovasculaires, les arrêts cardiaques ou les maladies rénales chez les adultes (AFSSA, 2007; Anses, 2015; Brenniman et Levy, 1985; WHO, 2016).

Chez les animaux, l’organe cible d’une exposition chronique est le rein. Chez le rat F344/N et la souris B6C3F1, l’exposition prolongée au baryum dans l’eau potable a causé de la néphropathie à 160-200 mg/kg/j de BaCl2 (dilatation des tubules, atrophie du tubule rénal, régénération des cellules tubulaires, formation de caste hyaline, fibrose multifocale interstitielle, présence de cristaux - principalement dans le lumen des tubules rénaux), accompagnée de déplétions lymphoïdes dans la rate, le thymus et les nœuds lymphoïdes (NTP, 1994; U.S. EPA, 2005). Lors de cette étude, aucune évaluation neurocomportementale et cardiovasculaire n’a été effectuée.

Effets cancérogènes

Le baryum est classé comme « cancérogène peu probable par voie orale chez l’humain » par l’U.S. EPA (2005). Les études chroniques chez les animaux n’ont pas démontré d’effets cancérogènes ou néoplasiques du baryum (NTP, 1994). De plus, les quelques études in vitro disponibles à ce sujet démontrent que le baryum n’a pas d’effet mutagénique ou génotoxique (WHO, 2016). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) n’a pas évalué la cancérogénicité du baryum ni de ses composés.

Groupes vulnérables

Certaines données animales suggèrent que les enfants pourraient avoir une absorption et une rétention plus grande du baryum que les adultes (ATSDR, 2007; U.S. EPA, 2005). En effet, les jeunes animaux ont une absorption (10 fois plus élevée) et une rétention accrue du baryum en comparaison avec les animaux matures (U.S. EPA, 2005). Cependant, aucune donnée humaine n’est disponible sur une susceptibilité au baryum reliée à l’âge ou au sexe (U.S. EPA, 2005).

Par ailleurs, les données animales suggèrent que les individus ayant des problèmes rénaux pourraient être plus susceptibles aux effets néphrotoxiques du baryum (ATSDR, 2007; Dallas et Williams, 2001; Kravchenko et al., 2014).

Interactions avec d'autres substances

Le potassium est un antagoniste puissant de la cardiotoxicité et des effets paralysants du baryum chez les animaux, et est utilisé comme antidote dans les cas d’intoxication au baryum chez l’humain (ATSDR, 2007). Le calcium et le magnésium interagissent aussi avec le baryum, mais leurs effets sont moins documentés (ATSDR, 2007). La lysine et le lactose augmentent l’absorption du baryum et pourraient exacerber son effet toxique (ATSDR, 2007).

Certains médicaments peuvent interagir avec le baryum. Les barbituriques phénobarbital et pentobarbital de sodium augmentent l’effet cardiotoxique du baryum chez les animaux (ATSDR, 2007). L’atropine, la naloxone, le vérapamil, la doxépine et l’ouabaïne ont des propriétés antagonistes sur certains effets toxiques du baryum (ATSDR, 2007).

Dosage biologique et signes cliniques

Dosage biologique

Le baryum peut être analysé dans les os, le sang, l’urine, les cheveux et les selles (ATSDR, 2007). La technique analytique utilisée par le Centre de toxicologie de l’Institut national de santé publique du Québec (INSPQ) pour le dosage du baryum dans les matrices biologiques est la spectrométrie de masse avec plasma à couplage inductif (ICP-MS), qui permet d’atteindre une limite de détection de 0,07 µg/L et une limite de quantification de 0,26 µg/L dans l’urine (nouvelle méthode de l’INSPQ non publiée). Dans la littérature, une limite de détection de 1 µg/L dans l’urine par ICP-MS est rapportée (Komaromy-Hiller et al., 2000).

À ce jour, il n’existe pas de marqueurs biologiques d’effets pour le baryum. Toutefois, le baryum peut être mesuré aisément dans l’urine, où sa concentration reflète l’exposition récente (< 3 jours); ainsi, le 95e centile des concentrations urinaires de baryum dans la population américaine est de 6,8 µg/L, avec peu de différences entre les adultes et les adolescents (Kravchenko et al., 2014). Par ailleurs, des concentrations de baryum dans diverses matrices biologiques ont été rapportées chez les adultes : squelette – 2 mg/kg p.c.; sérum – de 1 à 60 µg/L; urine – de 0,25-7,0 µg/L; cheveux – de 10 à 7 150 mg/kg (Cornelis et al., 1994; Komaromy-Hiller et al., 2000; Minoia et al., 1990; Rosborg et al., 2003; Schroeder et al., 1972).

Signes cliniques

Les troubles gastro-intestinaux sont habituellement les premiers symptômes d’une intoxication aiguë au baryum (ATSDR, 2007). De l’hypokaliémie, de l’hypertension et des anormalités du rythme cardiaque apparaissent par la suite (ATSDR, 2007). Les doses toxiques aiguës et létales du BaCl2 sont approximativement de 500 mg et de 3-4 g (Kravchenko et al., 2014). Les doses toxiques de BaCO3 seraient beaucoup plus élevées. Chez l’humain, aucun signe clinique d’une exposition environnementale chronique au baryum n’a été documenté.

Méthodes analytiques, limites de détection et seuil de quantification

Le Centre d’expertise en analyse environnementale du Québec (CEAEQ) utilise la méthode par spectrométrie de masse couplée à une source d'émission au plasma d'argon (ICP-MS) pour déterminer la concentration de baryum dans l’eau potable (CEAEQ, 2007, 2011). La limite de détection avec cette méthode est de 0,02 µg/L, et la limite de quantification est de 0,07 µg/L. D’autres méthodes d’analyse peuvent être utilisées par les laboratoires agréés par le ministère de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques (MELCC).

Mesures de contrôle disponibles

Mesures communautaires

Les procédés conventionnels de traitement des eaux n’éliminent pas le baryum dans l’eau. Les procédés les plus efficaces pour enlever le baryum dans l’eau potable sont l’échange d’ions cationiques (93-98 %), la technique d’osmose inverse (> 90 %) et l’adoucissement à la chaux (> 90 %); l’efficacité de l’élimination varie en fonction des concentrations de baryum dans l’eau brute (Crittenden et al. 2012; Santé Canada, 2020).

Mesures individuelles

Certains appareils de traitement résidentiels peuvent ramener la charge de baryum dans l’eau à un niveau acceptable, notamment l’osmose inverse, l’échange d’ions cationiques (adoucisseur) et la distillation (Water Quality Association, 2013). D’autres systèmes utilisés pour traiter l’eau (filtres au charbon, au sable vert, etc.) ne sont pas adéquats pour éliminer le baryum de l’eau potable. Bouillir l’eau n’est pas efficace pour réduire les concentrations de baryum dans l’eau; au contraire, cela pourrait le concentrer (Manitoba Water Stewardship, 2010).

L’installation de ces appareils au point d’utilisation de l’eau (robinet) ou au point d’entrée d’eau de la résidence permet de réduire les risques à la santé liés au baryum (Water Quality Association, 2013). Pour les consommateurs qui désirent se procurer de tels appareils, l’article 2.2.10.17 du Chapitre III – Plomberie du Code de construction exige qu’un tel dispositif de traitement de l’eau installé dans un bâtiment soit conforme aux normes CAN/CSA ou NSF/ANSI applicables (Régie du bâtiment du Québec, 2014). Ces dispositifs doivent être entretenus de façon adéquate, sinon leur efficacité est considérablement réduite.

Normes et recommandations

Norme québécoise

La concentration maximale de baryum permise dans l’eau potable au Québec est de 1,0 mg/L, en vertu du Règlement sur la qualité de l’eau potable (Gouvernement du Québec, 2018). Pour les réseaux de distribution qui desservent plus de 20 personnes, le règlement prévoit le prélèvement d’au moins un échantillon des eaux distribuées du 1er juillet au 1er octobre. L’échantillon doit être prélevé au robinet après avoir laissé couler l’eau pendant au moins 5 minutes, et ne doit pas avoir subi de traitement par le biais d’un dispositif individuel. La valeur de la norme québécoise s’appuie sur l’ancienne recommandation canadienne (Santé Canada, 1990).

Recommandation canadienne

La recommandation retenue par Santé Canada préalablement était de 1 mg/L (Santé Canada, 1990). La nouvelle concentration maximale acceptable (CMA) de baryum dans l’eau recommandée en 2020 par Santé Canada est de 2,0 mg/L (valeur arrondie), laquelle est fondée sur des effets sur la santé (Santé Canada, 2020). Cette recommandation est basée sur une étude animale chronique de 2 ans (NTP, 1994), où la néphropathie chez la souris était considérée comme l'effet le plus sensible et pour laquelle l’U.S EPA a effectué la modélisation de doses benchmark (U.S. EPA, 2005) (voir Norme américaine). Notamment, Santé Canada a utilisé la limite inférieure de confiance à 95 % de la dose de référence pour l’augmentation de l'incidence de néphrotoxicité de 5 % (BMDL05) de 58 mg/kg/j pour les souris mâles comme le point de départ (POD).

Pour l’établissement de la dose de référence, Santé Canada prend en compte un facteur d’incertitude de 300 (10 pour la variation interespèce, 10 pour la variation interindividuelle et 3 pour les lacunes de la base de données). La nouvelle proposition de CMA de 2 mg/L a été calculée pour un adulte de 70 kg, une contribution relative de la source à 20 % et une consommation de 1,5 litre d’eau par jour (Santé Canada, 2020).

Norme américaine

La concentration maximale permise et visée (MCL ou maximum contaminant level; MCLG ou maximum contaminant level goal) de baryum dans l’eau potable est de 2,0 mg/L depuis 1993 (date d’entrée en vigueur) (U.S. EPA, 1991b). Cette concentration est basée sur une dose de référence par voie orale de 0,07 mg/kg/jour, dérivée d’une étude clinique chez 11 hommes exposés à des concentrations croissantes de baryum dans l’eau (0,5 et 10 mg/L; 1,5 L/jour) (Wones et al., 1990). Les auteurs n’ont détecté aucun effet néfaste à 10 mg/L. L’U.S. EPA a dérivé une dose de référence par voie orale de 0,07 mg/kg/jour en considérant une dose sans effet nocif observé (NOAEL) de 0,21 mg/kg/j (converti de 7,5 mg/L à 10 mg/L ajusté pour une consommation de 2 L/j au lieu de 1,5 L/j), un poids moyen de 70 kg et un facteur d’incertitude de 3 (incertitude dans la base de données en raison d’un manque d’études en particulier concernant la reprotoxicité) (U.S. EPA, 1991a, 1991b). Cette dose de référence était aussi supportée par l’étude écologique rétrospective de Brenniman et Levy (1985), où les auteurs n’ont pas observé d’effets néfastes à des concentrations moyennes de 7,3 mg/L.

La principale qualité des études de Brenniman et Levy (1985) et de Wones et al. (1990) est qu’il s’agit d’études réalisées chez l’humain, évitant ainsi d’avoir à faire des extrapolations animal-humain. Toutefois, de sérieuses réserves ont été émises à leur égard (Dallas et Williams, 2001; U.S. EPA, 2005). Ainsi, l’étude de Wones et al. n’a porté que sur 11 sujets, ce qui lui confère une piètre puissance statistique. De plus, elle ne portait que sur une période de 4 semaines, ce qui est insuffisant pour évaluer les effets d’une exposition chronique. La nature écologique de l’étude de Brenniman et Levy n’a par ailleurs pas permis d’évaluer précisément les doses d’exposition. Qui plus est, considérant que cette dernière étude n’a consisté qu’en une comparaison entre deux communautés présentant des différences importantes (≈ 70×) de concentration de baryum dans l’eau potable, aucun effet n’y a été observé. Ainsi, le NOAEL pouvant en être déduit n’est que très spéculatif, puisqu’il correspond en fait à la concentration la plus élevée des deux communautés. Dans les deux études, l’apport alimentaire n’a pas été estimé malgré qu’il soit bien admis que cela constitue généralement la principale source d’exposition au baryum dans la population, et de nombreux facteurs de confusion ne peuvent être exclus.

À la lumière des faiblesses importantes des études précitées, mais également du fait que les données quant au potentiel de cardiotoxicité du baryum à de faibles concentrations environnementales apparaissent peu concluantes, Dallas et Williams (2001) ont argumenté en faveur d’une reconsidération de la détermination de la dose de référence orale sur la base de données animales robustes et nombreuses issues de l’étude du NTP (1994). Ainsi, l’U.S. EPA a révisé sa proposition de dose de référence orale en 2005. Après avoir formellement identifié la néphrotoxicité comme étant l’effet le plus sensible détecté dans l’étude animale du NTP (1994), l’organisation a calculé par modélisation benchmark une dose BMDL05 de 63 mg/kg/j, correspondant à la limite inférieure de l’intervalle de confiance à 95 % associée à une augmentation de 5 % de l’incidence de néphropathie chez des souris mâles exposées pendant 2 ans au chlorure de baryum (NTP, 1994; U.S. EPA, 2005). L’organisation a appliqué à ce BMDL05 un facteur d’incertitude total de 300 à cette doseIII et a ainsi obtenu une dose de référence de 0,2 mg/kg/j (U.S. EPA, 2005). Par la suite, l’U.S. EPA a proposé en 2010 d’ajuster son MCL pour le baryum pour tenir compte de cette nouvelle dose de référence (U.S. EPA, 2010). Cet ajustement aurait mené à une augmentation de la MCL de 2,0 à 6,0 mg/L (basé sur 70 kg; 2 L/j, et un apport de l’eau de 80 %). Cette option n’a pas été retenue dans le cadre de cette révision des MCL puisque le baryum était classé à ce moment-là dans une catégorie de « faible priorité » pour l’U.S. EPA (2010).

Critère de l'Organisation mondiale de la Santé (OMS)

La valeur guide de l’OMS est de 1,3 mg/L (WHO, 2016). Cette valeur est basée sur le facteur d'incertitude (300) et la BMDL05 de 63 mg/kg/j, dérivée de l’U.S. EPA (2005) à partir de l’étude NTP (1994). Une contribution relative de la source de 20 %, un poids corporel adulte de 60 kg et un taux de consommation d'eau potable de 2 L/j ont été utilisés pour obtenir la valeur finale de la recommandation.

Objectif de santé publique de la California Environmental Protection Agency (Cal EPA)

La Cal EPA a calculé un objectif de santé publique de 2,0 mg/L pour le baryum dans l’eau potable  (OEHHA, 2003). Cette valeur est basée sur l’étude écologique rétrospective de Brenniman et Levy (1985), où aucun effet cardiovasculaire n’a été observé dans une communauté exposée à une concentration moyenne de 7,3 mg/L par l’eau potable. L’agence a dérivé un NOAEL de 0,21 mg/kg/j basé sur l’absence d’effets cardiovasculaires (70 kg et 2 L/j) (OEHHA, 2003). Pour le calcul de son objectif de santé publique, l’organisation a utilisé un facteur d’incertitude de 3 pour tenir compte des variations intraspécifiques à l’humain. En effet, bien qu’un facteur de 10 soit habituellement utilisé, l’organisation a estimé que l’étude d’exposition chronique de Brenniman et Levy (1985) portait sur des populations suffisamment nombreuses pour refléter l’hétérogénéité des individus, mais que certains facteurs de susceptibilité et de vulnérabilité potentiels entre les individus pouvaient subsister. Parmi ces derniers se retrouve une faible représentation de la population afro-américaine et des enfants dans les deux communautés étudiées (OEHHA, 2003).

L’organisation a estimé que les résultats des deux études chez l’humain (Brenniman et Levy, 1985; Wones et al., 1990) avaient davantage de signification pour l’estimation d’un niveau pour la protection de la santé que les données animales. Elle a estimé que l’étude de Wones et al. (1990) appuyait la sélection du NOAEL. Selon la Cal EPA, l’écart important entre les NOAEL chez l’humain (chez qui la dose-réponse chronique ou sous-chronique est inconnue) et les NOAEL chez les animaux (appuyés sur une dose réponse) permet une bonne confiance dans la valeur proposée (OEHHA, 2003).

Valeurs guides sanitaires (VGS) de l’INSPQ

Le Groupe scientifique sur l’eau (GSE) de l’INSPQ considère que la position de l’U.S. EPA (2005) quant au récent choix de l’étude critique pour définir la dose de référence correspond à ce qu’il y a de plus justifiable à ce jour. Ainsi, en se basant sur la dose de référence utilisée par l’U.S. EPA (0,2 mg/kg/jour; voir Norme américaine), une valeur guide sanitaire (VGS) de 1,14 mg/L (arrondie à 1 mg/L) est obtenueIV. Cette valeur est basée sur la protection d’effets néphrotoxiques tels qu’observés chez les souris mâles ayant consommé de façon chronique de l’eau contenant jusqu’à 2 000 mg/L de baryum (NTP, 1994; U.S. EPA, 2005).

Tableau 1 - Résumé des normes et des recommandations pour le baryum dans l'eau potable

Norme québécoise Recommandation canadienne Norme américaine Critère de l’OMS Objectif de la Cal EPA VGS de l’INSPQ
2012 2020 1993 2016 2003 2021
1,0 mg/l 2,0 mg/L 2,0 mg/L 1,3 mg/L 2,0 mg/L 1,0 mg/L

Note méthodologique : Cette fiche a été mise à jour à la suite d’une revue de la littérature narrative. Les détails sur la méthode utilisée pour cette revue sont donnés à l’Annexe 1.


I Communication personnelle, Anouka Bolduc, Ministère du Développement durable, de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques, 12 mai 2014.
II Poids moyen suggéré pour les enfants de 6 mois à 5 ans selon les Lignes directrices pour la réalisation des évaluations du risque toxicologique d’origine environnementale au Québec (INSPQ, 2012).
III 10 pour l’extrapolation intraespèce; 10 pour l’extrapolation interespèce; 3 pour la déficience dans la base de données (aucune dose-réponse disponible chez l’humain; peu d’études portant sur la reproduction et le développement, aucune donnée sur les effets possiblement associés au dépôt de baryum dans les os).
IV En considérant un taux d’ingestion d’eau potable de 0,035 L/kg et une contribution relative de l’eau potable de 20 %.

Références

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Fiche rédigée par Céline Campagna, avec la collaboration de Ciprian Mihai Cirtiu et Isabelle-Julie Brisson, Institut national de santé publique du Québec

Mise à jour (2018) : Mariya Kravchuk, Institut national de santé publique du Québec

Révision scientifique : Denis Gauvin, Patrick Levallois, Mathieu Valcke et les membres du Groupe scientifique sur l’eau, Institut national de santé publique du Québec; Patrick Hamel, Santé Canada; Anouka Bolduc et Donald Ellis, ministère de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques; Jean-François Duchesne, Direction de santé publique de la Capitale-Nationale; Pier-Anne Paquet-G., Direction de santé publique de Chaudière-Appalaches; Nathalie Brault, Direction de santé publique de la Montérégie

Citation suggérée pour la présente fiche :
Groupe scientifique sur l'eau (2021). Baryum et ses composés solubles. Dans Fiches synthèses sur l'eau potable et la santé humaine. Institut national de santé publique du Québec. Repéré à https://www.inspq.qc.ca/eau-potable

Annexe 1 - Notice méthodologique

Outil 2 – Méthodologie en bref – Liste de vérification - Synthèse rapide des connaissances

  1. Mise en garde méthodologique institutionnelle : OUI
    La présente fiche synthèse a été réalisée dans le but de donner un bon aperçu du risque associé à la présence de baryum dans l’eau potable et de présenter les principales valeurs guides ou normes disponibles pour ce paramètre. Elle est le fruit d’une revue narrative de la littérature scientifique. Elle comporte des constats qui pourraient devoir être révisés selon l’évolution des connaissances. À cet effet, le Groupe scientifique sur l’eau de l’INSPQ a mis en place une veille scientifique lui permettant de repérer les informations émergentes et de procéder aux mises à jour requises lorsqu’il le juge indiqué.
  2. Formulation explicite des questions de recherche couvertes ou des objectifs de la synthèse : NON
    Pas spécifiquement pour cette fiche synthèse, mais es objectifs poursuivis par l’ensemble des fiches synthèses sur l’eau potable sont présentés sur le site Web de la façon suivante : « Ces fiches présentent notamment les effets possibles à la santé associés à une exposition à divers contaminants de nature microbienne ou chimique. Elles visent également à expliquer la base des normes de qualité de l'eau potable au Québec, les recommandations élaborées par Santé Canada, les normes de l'Agence de protection de l'environnement des États-Unis (US EPA) ainsi que les valeurs guides de l'Organisation mondiale de la Santé (OMS). Ces fiches d'information ont été produites avec un très grand souci de rigueur scientifique et doivent être considérées comme un condensé de la littérature scientifique disponible au moment de leur rédaction. » (Source : https://www.inspq.qc.ca/eau-potable).
  3. Stratégie de recherche documentaire :
    • Utilisation de la veille signalétique hebdomadaire du Groupe scientifique sur l’eau : OUI
    • Utilisation de la veille signalétique institutionnelle sur la littérature grise : NON
    • Établissement d’une stratégie de recherche documentaire spécifique (rétrospective) : OUI
      La recherche documentaire a été effectuée en utilisant la base de données Pubmed qui a été consultée dans un premier temps en 2016 puis de nouveau en 2020. Lors de la finalisation de la fiche synthèse en mars 2021, une dernière vérification a été effectuée dans la même base de données. Les mots clés suivants ont été utilisés et croisés : « Barium » AND « Adverse effects »; « Barium » AND « drinking water ». De plus, les sites Web des organisations de santé publique mentionnées dans la section « Normes et recommandations » ont été consultés pendant ces mêmes périodes.
    • Autre : NON
  4. Recours à des critères d’inclusion : NON
  5. Traitement des articles en prépublication :
    • Mention de leur inclusion : NON
    • Repérage facilité dans le document : NON
    • Décision de les exclure : OUI
  6. Extraction des données : Inclusion de tableaux de preuves (évidences scientifiques) : NON
  7. Appréciation de la qualité des articles (études) ou du niveau de preuve (ou d'appui) des évidences : OUI (Si oui, préciser la méthode, les critères ou l’outil utilisé ainsi que les catégories de qualité ou d’appui)
    Évaluation de la qualité des études épidémiologiques selon des critères généraux de validité interne courants en épidémiologie : détection des biais de sélection, d’information et de confusion.
  8. Révision par les pairs :
    • par les membres du Comité d’experts concerné : OUI
    • par des réviseurs autres de l’INSPQ n’ayant pas participé aux travaux : NON
    • par des réviseurs externes à l’Institut n’ayant pas participé aux travaux : OUI
    • aucune révision par les pairs : NON

Dernière modification: 

16 juin 2021