Estimation de l’exposition au plomb reliée à l’ingestion
de viande de gros gibiers chez les chasseurs de
cervidés du Québec
Mémoire
Richard Coovi Fachehoun
Maîtrise en santé communautaire
Maître ès sciences (M.Sc.)
RÉSUMÉ
Selon la littérature, la consommation de viande de gibiers abattus avec des projectiles contenant du plomb pourrait augmenter l’exposition à ce métal. Cette étude visait à déterminer si la consommation de cervidés présente un risque pour la santé chez les chasseurs québécois. Nous avons analysé des échantillons de viande de chevreuil et d’orignal pour déterminer la teneur en plomb et évalué la consommation des chasseurs par questionnaire. Une analyse de risque par des simulations de Monte-Carlo avec 100 000 itérations a été réalisée. La prise hebdomadaire d’un repas de cervidé abattu avec des projectiles contenant du plomb pourrait exposer une faible proportion d’enfants (chevreuil : 2.9%; orignal : 0.9%) à une dose suffisante pour abaisser leur quotient intellectuel d’un point. Pour une faible proportion d’adultes (chevreuil : 1.6%; orignal : 0.5%), une telle consommation est susceptible d’induire une augmentation de la pression artérielle d’un millimètre de mercure. La sensibilisation des chasseurs et des bouchers et l’utilisation d’alternatives aux munitions en plomb pourraient contribuer à la réduction de cette exposition.
TABLE DES MATIÈRES
RÉSUMÉ ... iii
TABLE DES MATIÈRES ... v
LISTE DES TABLEAUX ... ix
LISTE DES FIGURES ... xi
LISTE DES ABRÉVIATIONS ... xiii
REMERCIEMENTS ... xv
AVANT-PROPOS ... xvii
INTRODUCTION ... 1
Chapitre 1- PROBLÉMATIQUE ... 3
1.1 Plomb ... 3
1.1.1 Sources d’exposition au plomb ... 3
1.1.2 Caractéristiques toxicocinétiques ... 3
1.1.2.1 Absorption ... 4
1.1.2.2 Distribution ... 4
1.1.2.3 Excrétion ... 4
1.1.3 Marqueurs biologiques de l’exposition au plomb ... 4
1.1.4 Effets du plomb sur la santé ... 5
1.1.4.1 Effets neuro-développementaux ... 7
1.1.4.2 Effets mentaux et neurodégénératifs ... 8
1.1.4.3 Effets cardiovasculaires ... 8
1.1.4.4 Effets rénaux ... 9
1.1.4.5 Effets sur la reproduction ... 10
1.1.4.6 Effets hématologiques ... 10
1.1.4.7 Effets musculo-squelettiques ... 10
1.1.4.8 Effets immunologiques ... 11
1.1.4.9 Effets cancérigènes ... 11
1.1.4.10 Autres effets ... 11
1.2 Chasse de gros gibiers au Québec ... 12
1.3 Question, objectifs et hypothèse de recherche ... 16
1.3.1 Question de recherche ... 16
1.3.2 Objectif général ... 16
1.3.3 Objectifs spécifiques ... 16
1.3.4 Hypothèse de recherche ... 16
Chapitre 2- CADRE THÉORIQUE ... 17
Chapitre 3- DÉMARCHE MÉTHODOLOGIQUE ... 19
3.1 Type d’étude ... 19
3.2 Volet enquête auprès des chasseurs ... 19
3.2.1 Population à l’étude ... 19
3.2.2 Taille de l’échantillon ... 19
3.2.3 Échantillonnage ... 19
3.2.4 Critères d’inclusion ... 20
3.2.5 Recrutement des participants ... 20
3.2.6 Collecte de données ... 20
3.3 Volet enquête auprès des bouchers... 20
3.3.1 Population à l’étude et échantillonnage ... 20
3.3.2 Recrutement et collecte des données ... 21
3.4 Volet caractérisation de la viande ... 21
3.4.1 Échantillonnage ... 21
3.4.2 Collecte de données ... 21
3.4.3 Recherche de plomb dans les échantillons de viande ... 22
3.4.3.1 Nature et conservation des échantillons ... 22
3.4.3.2 Protocole analytique ... 22
3.5 Estimation de l’exposition au plomb et analyse de risque ... 23
3.5.1 Évaluation de la distribution de la dose d’exposition individuelle (IEXPD) ... 23
3.5.2 Évaluation de la distribution de la dose individuelle d’effet critique (ICED)... 25
3.5.3 Évaluation de la marge d’exposition individuelle (IMoE) ... 25
3.5.4 Analyse de l’incertitude ... 25
3.6 Considérations éthiques ... 26
3.7 Plan d’analyse ... 26
Chapitre 4- RÉSULTATS ... 27
4.2 Article ... 28 4.3 Autres résultats ... 57 Chapitre 5- DISCUSSION ... 59 CONCLUSION ... 65 BIBLIOGRAPHIE ... 67 ANNEXES ... 75
ANNEXE 1 : Message de sollicitation des chasseurs ... 75
ANNEXE 2 : Feuillet d’information pour un consentement implicite et confidentiel des chasseurs ... 77
ANNEXE 3 : Questionnaire destiné aux chasseurs ... 80
ANNEXE 4 : Message de sollicitation des bouchers ... 84
ANNEXE 5 : Feuillet d’information pour un consentement implicite et confidentiel des bouchers ... 85
ANNEXE 6 : Questionnaire destiné aux bouchers ... 88
ANNEXE 7 : Formulaire d’identification des échantillons de viande ... 89
ANNEXE 8 : Message de sollicitation des chasseurs fournissant des échantillons de viande ... 90
ANNEXE 9 : Feuillet d’information pour un consentement implicite et confidentiel des chasseurs fournissant des échantillons de viande ... 92
LISTE DES TABLEAUX
Tableau 1 : Synthèse des effets du plomb sur la santé ……….. 6 Tableau 2 : Récoltes de gros gibiers au Québec de 2010 à 2013 ………12 Tableau 3 : Récoltes de cerfs de Virginie et d’orignaux par engins de chasse au Québec en 2013 …………..12 Tableau 4 : Concentration en plomb dans la viande de gros gibiers selon la source et la
nature de la viande ………..14
Tableau 5 : Paramètres d’entrée pour la simulation de Monte-Carlo ……….. 24 Tableau 6 : Concentration en plomb dans la viande de cerf et d’orignal abattus avec des projectiles
LISTE DES FIGURES
LISTE DES ABRÉVIATIONS
ALAD: Acide delta-aminolévulinique déshydrataseATSDR: Agency for Toxic Substances and Disease Registry
BfR: German Federal institute for risk assessment (Bundesinstitut fur Risikobewertung) BMDL : Benchmark dose lower confidence
CEDBP : Dose d’effet critique reliée à la pression artérielle
CEDQI : Dose d’effet critique reliée au quotient intellectuel
CIRC : Centre international de recherche sur le cancer DHAP : Dose hebdomadaire admissible provisoire
EFSA : European Food Safety Authority (Autorité Européenne de sécurité des aliments) FAO : Organisation des Nations Unies pour l’alimentation et l’agriculture
g : Gramme
INSPQ : Institut national de santé publique du Québec
ICEDBP : Dose individuelle d’effet critique reliée à la pression artérielle
ICEDQI : Dose individuelle d’effet critique reliée au quotient intellectuel
ICP-MS : Inductively coupled plasma mass spectrometry IEXPD : Dose d’exposition individuelle
IgE : Immunoglobuline de type E IMoE : Marge d’exposition individuelle IQ : Intelligence quotient
JECFA: Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives
kg : Kilogramme
LOD : Limite de détection LOQ : Limite de quantification
mg : Milligramme
mm Hg : Millimètre de mercure
NHANES: National Health and Nutrition Examination Survey NIST: National Institute of Standards and Technology NSCFS: Norwegian Scientific Committee for Food Safety OMS : Organisation mondiale de la santé
PoCE : Probabilité d’effet critique QI : Quotient intellectuel
TDAH : Trouble déficitaire de l’attention et hyperactivité TSH : Hormone de stimulation de la thyroïde
REMERCIEMENTS
La réalisation de ce mémoire n’aurait pu être effective sans le soutien, l’encadrement, l’encouragement et la collaboration de plusieurs personnes.
Je souhaiterais tout d’abord remercier très chaleureusement mon directeur de mémoire, le docteur Benoît Lévesque, qui m’a accordé le privilège de travailler à ses côtés à l’Institut national de santé publique du Québec (INSPQ) pour réaliser ce travail de maîtrise. Son expertise scientifique, son sens pédagogique, sa disponibilité, son attention, sa compréhension, ses commentaires et son support indéfectible ont fait de ce projet une expérience très enrichissante. J’exprime ma profonde gratitude à mon codirecteur, le docteur Pierre Ayotte, pour son sens du travail bien fait, sa rigueur et pour ses conseils judicieux. Je tiens à remercier particulièrement Pierre Dumas, Jean-François Duchesne, Marjolaine Dubé et Mélanie Tessier pour leur soutien et leurs pertinents commentaires. Je tiens à leur faire part de ma gratitude pour avoir partagé avec moi leur précieux temps et leurs savoirs.
Je voudrais ensuite remercier les responsables de la direction de la biodiversité et des maladies de la faune du Ministère des forêts de la faune et des parcs, pour leur contribution scientifique et financière à la réalisation de cette étude. Je tiens à remercier plus particulièrement Frédérick Lelièvre et Antoine St-Louis pour leur soutien et leurs commentaires.
Je souhaite exprimer ma reconnaissance aux chasseurs et bouchers ayant participé à cette étude. Sans eux, mon projet n’aurait pu se réaliser.
Je souhaite également exprimer ma reconnaissance et mon appréciation pour le personnel et les responsables du laboratoire de toxicologie de l’INSPQ pour leur disponibilité et leur soutien durant toute la période de collecte et d’analyse des échantillons.
Finalement, je remercie mon épouse, Mojisola Fakorédé, nos filles Sarah et Janice, pour leur soutien et pour le bonheur qu’elles m’apportent.
AVANT-PROPOS
Ce mémoire comporte un article inséré ayant pour titre «Lead exposure through consumption of big game meat in Québec (Canada): risk assessment and perception». Cet article est soumis à la revue Food Additives & Contaminants: Part A.
Liste des auteurs de l’article :
Richard Coovi Fachehoun, MD (1) Benoit Lévesque, MD, FRCPC (1, 2, 3) Pierre Ayotte, PhD (1, 2, 3)
Pierre Dumas, B.Sc (2) Antoine St-Louis, PhD (4) Marjolaine Dubé, B.Sc (2) Affiliations des auteurs de l’article :
1 Département de médecine sociale et préventive, Université Laval, Québec, QC, Canada 2 Institut national de santé publique du Québec, Québec, Canada
3 Axe santé des populations et pratiques optimales en santé, Centre de recherche du CHU de Québec, Québec, QC, Canada
4 Ministère des forêts, de la faune et des parcs, Direction de la biodiversité et des maladies de la faune, Québec, QC, Canada
Contribution des auteurs de l’article :
L’auteur principal est le Dr Richard Coovi Fachehoun qui a procédé à la conception du projet, à l’analyse des données, et à la rédaction de l’article en collaboration avec le Dr Benoit Lévesque, directeur de recherche et Monsieur Pierre Ayotte, codirecteur de recherche.
Les Drs Benoit Lévesque et Pierre Ayotte ont supervisé l’ensemble du projet de sa conception à l’analyse des données et jusqu’à la rédaction de l’article et du mémoire.
Monsieur Pierre Dumas a collaboré à la conception du projet, à la supervision des analyses de laboratoire, à la rédaction et à la relecture régulière de l’article avant soumission.
Monsieur Antoine St-Louis a collaboré à la conception du projet, à la collecte de données et à la relecture des diverses versions de l’article.
INTRODUCTION
La chasse sportive de petits et gros gibiers est une activité pratiquée par environ 285 000 Québécois (Ministère des forêts de la faune et des parcs, 2013). En 2013, 545 938 permis de chasse avaient été délivrés pour la population (Ministère des forêts de la faune et des parcs, 2014a) et en 2011, le nombre total de jours de chasse était estimé à 4.35 millions (Ministère des forêts de la faune et des parcs, 2013) . La chasse de gros gibiers s’intéresse au caribou, au cerf de Virginie, à l’orignal et à l’ours noir et les projectiles à base de plomb y sont encore largement utilisés. La découverte d’une intoxication au plomb chez certains oiseaux de proie par le Ministère des forêts, de la faune et des parcs (MFFP) (Legagneux et al., 2014) a nécessité la sollicitation de l’Institut national de santé publique du Québec (INSPQ) sur le sujet. Le projet faisant l’objet de ce mémoire a été élaboré pour répondre à cette demande d’avis adressée par le MFFP sur le risque pour la santé humaine associé à la consommation régulière de viande de gros gibiers abattus avec des munitions en plomb.
Le plomb est un métal lourd reconnu pour ses effets nocifs sur la santé. Des concentrations en plomb anormalement élevées et des fragments de plomb ont été observés dans des échantillons de viande de gibiers abattus avec des munitions en plomb (Dobrowolska et Melosik, 2008; Gasparik, Massányi, Slamecka, Fabis, et Jurcik, 2004; Hunt et al., 2009; Tsuji, Wainman, Jayasinghe, VanSpronsen, et Liberda, 2009). Une association significative a été retrouvée entre la consommation de viande de chasse en général (Iqbal et al., 2009; Levesque et al., 2003; Tsuji et al., 2008) et la consommation de viande de gros gibiers (Meltzer et al., 2013) et l’augmentation de la plombémie. Il n’existe plus de dose hebdomadaire admissible provisoire (DHAP) pour le plomb à la suite du retrait par le comité mixte FAO/OMS de l’ancienne DHAP (25 µg/kg de poids corporel) en raison de l’absence de seuil connu pour ses effets (EFSA, 2010; JECFA, 2011). Les données provenant de diverses études ont amené certaines agences gouvernementales à émettre des avis, soit pour limiter la consommation de viande de gibiers abattus avec des munitions en plomb ou encore pour conseiller aux enfants et femmes enceintes ou en âge de procréer de ne pas en consommer.
Au Québec, les gros gibiers les plus récoltés en 2013 ont été le cerf de Virginie (61 067) et l’orignal (28 141)(Ministère des forêts de la faune et des parcs, 2014b). Même si nous possédons des données relativement précises sur les prises, nous ne disposons pas de données sur la fréquence de consommation de viande de gros gibiers par les chasseurs ainsi que sur les concentrations en plomb dans la viande de cervidés. Le but de notre étude est de déterminer la relation entre la consommation de viande de gros gibiers définis ici par le cerf de Virginie ou l’orignal et l’exposition au plomb chez les chasseurs au Québec.
Chapitre 1- PROBLÉMATIQUE
1.1 Plomb
Le plomb est un métal lourd inodore de couleur grise bleutée qui a été abondamment utilisé en raison de son extraction facile, de sa malléabilité et de sa grande résistance à la corrosion dans l’environnement (ATSDR, 2007; Santé Canada, 2013a, 2013b; Tokar, 2013). Son symbole chimique Pb est dérivé de sa dénomination latine « plumbum » et il n’est pas biodégradable (Tokar, 2013). Il peut se présenter sous forme inorganique ou organique. Sa forme inorganique, prédominante dans l’environnement, est classée dans le groupe 2A correspondant à probablement cancérogène pour l’humain par le Centre international de recherche sur le cancer (ATSDR, 2007; IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans, 2006).
1.1.1 Sources d’exposition au plomb
Les sources d’exposition au plomb au Canada sont les aliments, l’eau potable, les produits de consommation, les produits de santé, l’air ambiant et le sol (Santé Canada, 2013b). La voie orale reste la principale voie d’exposition suivie de la voie respiratoire (ATSDR, 2007; EFSA, 2010) et les aliments et l’eau constituent les sources d’exposition majeures au plomb pour la population générale (Tokar, 2013). De plus, l’exposition au plomb peut être liée aux anciens bâtiments, aux fournitures artistiques et aux projectiles contenant du plomb. Les plombémies ont régressé dans les pays où il y a eu retrait du plomb dans l’essence et aussi avec le retrait du plomb dans les peintures et dans les conduites d’alimentation en eau (JECFA, 2011; Santé Canada, 2013b; Tokar, 2013).
Au Canada, les plombémies ont diminué de 70% depuis 1978 chez les personnes de 6 – 79 ans et l’exposition alimentaire quotidienne au plomb est estimée à 0,1 µg/kg (Santé Canada, 2013b). L’Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA) (2012), estime pour sa part l’exposition alimentaire quotidienne moyenne de la population européenne à 0,68 µg/kg. Cette exposition quotidienne est plus élevée pour les jeunes enfants (1,32 µg/kg). En Europe, les sources alimentaires les plus importantes sont le pain (8,5 %), le thé (6,2 %), l’eau du robinet (6,1 %), les pommes de terre et produits de pomme de terre (4,9 %), les produits laitiers fermentés (4,2 %), la bière et les boissons similaires (4,1 %) (EFSA, 2012).
1.1.2 Caractéristiques toxicocinétiques
La toxicocinétique du plomb est complexe et la biodisponibilité du plomb ingéré varie en fonction de ses caractéristiques physiques et chimiques et des conditions physiologiques de la personne exposée.
1.1.2.1 Absorption
Elle peut être gastro-intestinale, pulmonaire ou cutanée selon la voie d’exposition. Après ingestion, l’absorption du plomb chez l’adulte varie de 3 à 15 % avec une capacité de rétention inférieure à 5 % contre une absorption de 40 à 50 % chez les enfants de moins de huit ans avec une capacité de rétention de 32 % (ATSDR, 2007; Tokar, 2013). Chez l’adulte à jeun, l’absorption peut atteindre 63 % (ATSDR, 2007). L’absorption gastro-intestinale peut être augmentée par la grossesse, la déficience en fer ou par une alimentation pauvre en zinc, en calcium et en manganèse (ATSDR, 2007; Tokar, 2013). Plus la particule de plomb est petite, meilleure sera son absorption digestive (Holstege, 2013). L’absorption respiratoire varie en fonction de la forme de l’exposition (vapeur ou particule), de la taille des particules et de la concentration en plomb (Santé Canada, 2013b; Tokar, 2013). Son absorption cutanée est limitée et varie en fonction de l’intégrité de la peau. Sur une peau intègre, le plomb inorganique n’est pas absorbé contrairement au plomb organique (Holstege, 2013).
1.1.2.2 Distribution
Dans le sang, le plomb se retrouve d’abord majoritairement (99 %) lié à l’hémoglobine et seulement 1 % du plomb libre se distribue dans les autres tissus. La demi-vie du plomb dans le sang est d’environ trente jours, mais peut atteindre dix mois chez les enfants (ATSDR, 2007; Holstege, 2013; Tokar, 2013). Ensuite, le plomb va se distribuer dans les tissus mous notamment le foie, les poumons, les muscles, la rate et les reins et finalement, il va se fixer aux os et se distribuer aux cheveux (Holstege, 2013; Tokar, 2013). La demi-vie du plomb dans les os avoisine vingt ans et, sa libération osseuse peut contribuer à 50 % du plomb dans le sang et constitue donc une importante source endogène d’exposition au plomb. La capacité du plomb à traverser la barrière placentaire explique d’une part la corrélation entre le plomb dans le sang du cordon ombilical et la plombémie maternelle et d’autre part l’accumulation de plomb dans les tissus fœtaux proportionnellement à la plombémie maternelle (Holstege, 2013; Tokar, 2013).
1.1.2.3 Excrétion
La principale voie d’excrétion du plomb par l’organisme est l’excrétion rénale par filtration glomérulaire et réabsorption tubulaire suivie de l’excrétion biliaire qui correspond environ au tiers de la quantité totale de plomb excrétée (NSCFS, 2013; Tokar, 2013).
1.1.3 Marqueurs biologiques de l’exposition au plomb
La concentration en plomb dans le sang constitue un marqueur important de l’exposition. Cependant, il existe d’autres marqueurs utiles pour cette exposition notamment l’acide aminolévulinique déshydratase (ALAD), la quantité de plomb dans les urines, les os et dans les cheveux.
La plombémie constitue un bon indicateur de l’exposition récente au plomb. De nos jours, c’est la spectrométrie de masse à plasma d’argon induit (ICP-MS) qui est la plus souvent utilisée pour doser le plomb sanguin car elle permet d’atteindre une faible limite de détection (Barbosa, Tanus-Santos, Gerlach, et Parsons, 2005). Au Canada, la plombémie moyenne des sujets de 3 à 74 ans est de 1,2 µg/dl pour un seuil d’intervention maintenu à 10 µg/dl (Statistique Canada, 2013). La concentration en plomb dans les urines ou dans les selles constitue un indicateur d’une exposition récente car l’excrétion du plomb est rénale et biliaire (NSCFS, 2013; Tokar, 2013). La concentration en plomb dans les os est un déterminant important de l’exposition cumulative au plomb car le plomb s’accumule dans les os avec une demi-vie d’au moins 20 ans et une remobilisation progressive. Elle se fait généralement au niveau du tibia, de la rotule ou du calcanéum par radio-fluorescence (Barbosa et al., 2005). La concentration en plomb au niveau des cheveux constitue le reflet d’une exposition antérieure notamment dans leur période de croissance (NSCFS, 2013). Sa faiblesse résulte dans la difficulté à différencier le plomb endogène du plomb exogène déposé sur les cheveux (Barbosa et al., 2005). Le plomb inhibe l’ALAD au-delà d’un seuil de plombémie de 3,2 à 4,8 µg/dl expliquant la relation négative entre la plombémie et la concentration en acide aminolévulinique (Campagna, Huel, Girard, Sahuquillo, et Blot, 1999).
1.1.4 Effets du plomb sur la santé
Les effets du plomb sur la santé présentés dans le Tableau 1 ci-dessous varient en fonction de la dose et de la durée d’exposition. Les effets aigus ont régressé, mais les effets chroniques peuvent atteindre de nombreux systèmes notamment le système nerveux central, le système cardiovasculaire, le système rénal, le système reproducteur, le système hématologique, le système musculo-squelettique et le système immunologique (ATSDR, 2007; EFSA, 2010; Green et Pain, 2012; JECFA, 2011; Santé Canada, 2013a; Tokar, 2013).
Tableau 1 : Synthèse des effets du plomb sur la santé
Systèmes Effets prouvés Effets suspectés
Système nerveux central et périphérique
Baisse du quotient intellectuel Troubles comportementaux Trouble déficitaire de l’attention et hyperactivité
Comportement antisocial Dépression majeure Attaque de panique Neuropathies périphériques Baisse des fonctions cognitives Système
cardiovasculaire
Augmentation de la pression artérielle Hypertension gestationnelle
Hypertension artérielle Maladie artérielle périphérique Arythmies
Maladies cardiaques ischémiques Système rénal Baisse de la clairance de la créatinine
Insuffisance rénale chronique Système
reproducteur
Retard pubertaire Réduction de la qualité du sperme Accouchement prématuré Système hématologique Anémie ferriprive Système musculo-squelettique
Retard de consolidation des fractures Ostéoporose Pseudarthrose
Système immunologique
Augmentation des IgE Baisse des lymphocytes CD4
Atopie, Asthme,
Maladies auto-immunes Autres effets Génotoxicité
Cancer pulmonaire Cancer gastrique Gliome
Cancer du rein Cancer de la vessie Baisse des hormones thyroïdiennes
1.1.4.1 Effets neuro-développementaux
L’exposition au plomb est reliée à des effets nocifs sur le développement neurologique avec des altérations de la fonction neuromotrice, de l’attention et du rendement scolaire (EFSA, 2010; Santé Canada, 2013a). Elle est associée à une baisse du quotient intellectuel (QI) (Lanphear et al., 2005; Needlemann, 2004), mais les nourrissons et les enfants en sont plus affectés avec une grande vulnérabilité autour de l’âge de deux ans (ATSDR, 2007; Braun et al., 2012). Cette vulnérabilité des nourrissons et des enfants s’expliquerait par leur plus grande absorption gastro-intestinale du plomb ingéré (ATSDR, 2007). Dans une étude réalisée sur les données du NHANES III (National Health and Nutrition Examination Survey) provenant de 4 853 enfants de six à seize ans, Lanphear, Dietrich, Auinger, et Cox (2000) ont observé que la baisse des performances cognitives et académiques associée à l’exposition au plomb survient à des plombémies inférieures à 5 µg/dl. Cette baisse du QI est statistiquement plus importante chez les enfants ayant une plombémie maximale inférieure à 7,5 µg/dl que ceux ayant une plombémie maximale supérieure ou égale à 7,5 µg/dl (Lanphear et al., 2005).
De plus, l’exposition postnatale au plomb avec une faible plombémie (3 µg/dl) est reliée à des troubles neurocomportementaux touchant la motricité fine, l’attention, les fonctions exécutives et l’intégration visio-motrice (Chiodo et al., 2007). Dans une étude de cohorte prospective réalisée auprès des enfants d’âge préscolaire (trois à cinq ans), Liu et al. (2014) ont retrouvé qu’une plombémie moyenne de 6,4 µg/dl est associée à une augmentation du risque de problèmes comportementaux. Dans une étude longitudinale prospective réalisée auprès des enfants de la population Inuit du Québec, Boucher et al. (2012) ont identifié que l’exposition au plomb durant l’enfance altère le fonctionnement cognitif avec la survenue d’impulsivité. Schnaas et al. (2006) ont démontré que l’exposition prénatale au plomb est reliée à une baisse du quotient intellectuel des enfants suivis de la naissance à dix ans. La 28e semaine de gestation constitue une période critique pour cette exposition qui ne présente aucun seuil (Schnaas et al., 2006).
Enfin, l’exposition au plomb est associée au trouble déficitaire de l’attention et hyperactivité (TDAH) (Chiodo et al., 2007; Cho et al., 2010; Nicolescu et al., 2010) et au comportement antisocial. Dietrich, Ris, Succop, Berger, et Bornschein (2001) ont retrouvé que l’exposition prénatale ou postnatale au plomb est associée au comportement antisocial chez les enfants et les adolescents et une concentration en plomb élevée au niveau du tibia est en lien avec une augmentation du risque de délinquance juvénile. Une plombémie inférieure à 5 µg/dl est reliée à une augmentation des symptômes de TDAH chez les enfants de huit à dix ans (Kim et al., 2010) et de 6 à 17 ans (Nigg, Nikolas, Mark Knottnerus, Cavanagh, et Friderici, 2010).
de 0,1 à 1 µg/dl de plombémie correspondant à la baisse d’un point sur le QI a été établie (Budtz-Jorgensen, Bellinger, Lanphear, et Grandjean, 2013). Une exposition alimentaire de 0,6 µg/kg de poids corporel induirait une baisse du QI d’un point (JECFA, 2011).
1.1.4.2 Effets mentaux et neurodégénératifs
Une association modérée a été retrouvée entre l’exposition environnementale cumulative au plomb et la survenue de symptômes psychiatriques ou une baisse des fonctions cognitives (Shih et al., 2006; Shih, Hu, Weisskopf, et Schwartz, 2007). Bouchard et al. (2009) ont retrouvé un lien entre l’exposition à de faibles niveaux de plomb avec une plombémie supérieure ou égale à 2,11 µg/dl et une augmentation du risque de dépression majeure et de trouble panique chez les adultes jeunes. Chez les personnes âgées, il y aurait une relation entre une exposition cumulative à de faibles doses de plomb et une altération des fonctions cognitives (Khalil et al., 2009; Weisskopf et al., 2007; Weuve et al., 2009). Finalement, l’exposition chronique au plomb est associée aux neuropathies périphériques chez les adultes (Tokar, 2013).
1.1.4.3 Effets cardiovasculaires
De nombreuses études épidémiologiques ont démontré une association positive entre l’exposition au plomb et l’augmentation de la pression artérielle (ATSDR, 2007; Cheng et al., 2001; Gonick et Behari, 2002; Navas-Acien, Guallar, Silbergeld, et Rothenberg, 2007; Navas-Acien et al., 2008; Nawrot, Thijs, Den Hond, Roels, et Staessen, 2002; Vaziri et Sica, 2004). Une relation significative a été retrouvée entre une plombémie supérieure à 40 µg/dl et une augmentation de la tension artérielle diastolique (Ghiasvand, Aghakhani, Salimi, et Kumar, 2013). Glenn, Stewart, Links, Todd, et Schwartz (2003) ont retrouvé une association entre l’augmentation de la pression artérielle systolique et une plombémie moyenne de 4,6 µg/dl ou une concentration en plomb dans le tibia de 14,7 ppm. Une augmentation de la plombémie du simple au double a induit une augmentation de la tension artérielle systolique d’un millimètre (mm) de mercure (Hg) et de 0,6 mm Hg pour la diastolique (Nawrot et al., 2002). De plus, une étude réalisée par Nash et al. (2003) à partir des données de 2 165 femmes de 40 à 59 ans provenant du NHANES III a montré que l’augmentation de la plombémie moyenne du premier quartile (1 µg/dl) au dernier quartile (6,4 µg/dl) est reliée à une hausse de 1,7 mm Hg pour la tension artérielle systolique et de 1,4 mm Hg pour la diastolique surtout après la ménopause (Rothenberg et al., 2002; Yazbeck et al., 2009). Rothenberg et al. (2002) ont noté qu’une augmentation de la concentration moyenne en plomb au niveau du calcanéum de 10 ppm est associée à une augmentation de la tension artérielle systolique de 0,7 mm Hg et de 0,54 mm Hg pour la diastolique. Dans une revue systématique, Navas-Acien et al. (2007) concluent à l’existence d’une relation causale entre l’exposition au plomb et l’hypertension artérielle. Toutefois, dans une étude réalisée à partir des données des deux premiers cycles des enquêtes canadiennes de mesures de la santé, Bushnik, Levallois, D'Amour, Anderson, et McAlister (2014) ont observé une association modérée entre la plombémie et
la pression artérielle, mais pas avec l’hypertension artérielle chez les adultes de 40 à 79 ans. Une étude de cohorte prospective réalisée auprès de jeunes adultes avec mesure de la concentration en plomb au niveau du tibia suggère que l’exposition au plomb dans l’enfance pourrait induire une élévation de la tension artérielle à l’âge adulte (Gerr et al., 2002). Selon JECFA (2011), la dose de plomb par ingestion chronique qui induit une augmentation de la tension artérielle systolique d’un mm Hg est de 1,2 µg/kg de poids corporel par jour. L’EFSA (2010) définit cette dose à 1,5 µg /kg de poids corporel par jour.
Par ailleurs, Gump et al. (2005) ont rapporté que l’exposition au plomb dans la petite enfance est associée à une augmentation de la résistance vasculaire périphérique totale induite par le stress chez les enfants de neuf ans. Il existe une association statistiquement significative entre l’exposition au plomb et la prévalence d’une maladie artérielle périphérique avec une plombémie supérieure ou égale à 2,9 µg/dl (Navas-Acien et al., 2004). Les hommes ayant une plombémie élevée et un niveau de plomb élevé dans les os présentent un risque augmenté de maladie cardiaque ischémique (Jain et al., 2007). Toutefois, malgré la présence d’une association positive entre l’exposition au plomb et certaines maladies cardiovasculaires (arythmies, maladies cardiaques ischémiques), les données actuelles ne permettent pas d’établir une relation causale (Navas-Acien et al., 2007), mais une plombémie de 10 µg/dl est associée à un risque accru de mortalité par maladies cardiovasculaires (Menke, Muntner, Batuman, Silbergeld, et Guallar, 2006).
Enfin, on note une relation entre l’exposition au plomb et la survenue d’une hypertension gestationnelle (Rothenberg et al., 2002). La réduction de l’exposition au plomb des années avant la grossesse pourrait contribuer à un meilleur contrôle de la tension artérielle chez les femmes enceintes (Rothenberg et al., 2002). Une étude réalisée par Yazbeck et al. (2009) sur la cohorte EDEN (Étude des déterminants pré- et post-natals du développement et de la santé de l’enfant) a démontré qu’une plombémie moyenne de 2,2 µg/dl est associée à un risque accru d’hypertension induite par la grossesse.
1.1.4.4 Effets rénaux
La néphrotoxicité causée par le plomb se manifeste par une baisse de la filtration glomérulaire et une augmentation de la créatinine sérique et de la β₂-microglobuline sérique (Akesson et al., 2005; Fadrowski et al., 2010; Muntner, Menke, DeSalvo, Rabito, et Batuman, 2005; Roncal et al., 2007; Staessen et al., 1992). L’exposition chronique au plomb constitue un facteur de risque de néphropathie dans la population générale (Navas-Acien et al., 2009; Staessen et al., 1992). Dans une revue systématique, Ekong, Jaar et Weaver (2006) ont démontré que l’exposition au plomb (avec une plombémie inférieure à 5 µg/dl) contribue au développement de la néphrotoxicité surtout chez les sujets vulnérables présentant une hypertension artérielle, un diabète ou
créatinine avec des lésions microvasculaires et tubulo-interstitielles. Selon l’EFSA (2010), la dose de plomb par ingestion chronique qui induit une augmentation de 10 % de la prévalence de l’insuffisance rénale chronique chez les adultes est de 0,63 µg/kg de poids corporel par jour.
1.1.4.5 Effets sur la reproduction
Chez les femmes, l’exposition au plomb peut engendrer un retard de la maturation sexuelle, un avortement, un accouchement prématuré ou un faible poids de naissance (ATSDR, 2007; Selevan et al., 2003). Toutefois, Il n’existe pas de risque accru d’avortement avec une plombémie inférieure à 5 µg/dl (Vigeh et al., 2010). De plus, une plombémie de 3 µg/dl a été associée à un retard pubertaire chez les filles afro-américaines et mexicano-américaines (Selevan et al., 2003; Wu, Buck, et Mendola, 2003). Dans une étude expérimentale réalisée avec des souris femelles, Iavicoli et al. (2006) ont confirmé la survenue tardive de la puberté chez les filles. Enfin, Cantonwine et al. (2010) ont montré une relation entre une plombémie élevée au premier ou au deuxième trimestre de grossesse chez la femme et l’augmentation du risque de prématurité.
Chez les hommes, l’exposition au plomb menant à une plombémie supérieure ou égale à 5 µg/dl est associée à un retard pubertaire de six à huit mois chez les garçons (Williams et al., 2010). De plus, l’exposition professionnelle modérée au plomb avec une plombémie moyenne de 36,7 µg/dl serait liée à une réduction de la qualité du sperme comprenant des altérations significatives de la concentration, de la motilité et de la viabilité des spermatozoïdes (Telisman et al., 2000).
1.1.4.6 Effets hématologiques
L’exposition au plomb induit une inhibition de l’ALAD et de la ferrochélatase dont les activités sont indispensables à la synthèse de l’hémoglobine. (ATSDR, 2007; Tokar, 2013). Elle peut causer une anémie ferriprive par inhibition de la synthèse de l’hémoglobine et par altération de la production d’érythropoïétine (ATSDR, 2007).
1.1.4.7 Effets musculo-squelettiques
Le plomb ayant une longue demi-vie dans les os, il peut affecter les cellules osseuses (ostéoblastes, ostéoclastes, chondrocytes) et est associé à l’ostéoporose et au retard de consolidation des fractures (Tokar, 2013). Dans une étude expérimentale réalisée chez des souris, Carmouche et al. (2005) ont démontré que l’exposition au plomb à faible dose entraîne un retard de consolidation des fractures et une pseudarthrose à forte dose par inhibition de l’ossification. Chez les enfants, l’exposition au plomb est associée à une augmentation de la densité minérale osseuse par accélération de la maturation, ce qui prédispose à
l’ostéoporose (Campbell, Rosier, Novotny, et Puzas, 2004). Par ailleurs, l’exposition chronique au plomb augmente le risque de perte des dents (Arora et al., 2009).
1.1.4.8 Effets immunologiques
En regard de l’immunotoxicité, la sensibilité au plomb est plus importante en cas d’exposition à la phase embryonnaire ou à la période néonatale (Dietert, Lee, Hussain, et Piepenbrink, 2004). L’exposition au plomb peut contribuer à l’altération de la réponse immunitaire chez les enfants par la baisse des lymphocytes CD4 (Li, Zhengyan, Rong, et Hanyun, 2005). Elle est associée à une augmentation des immunoglobulines de type E (IgE) chez les enfants et pourrait contribuer au développement de symptômes d’allergie (Lutz et al., 1999; Sun, Hu, Zhao, Li, et Cheng, 2003). L’exposition au plomb constitue un facteur de risque pour la survenue d’asthme ou d’une atopie chez les nourrissons et pour la survenue de certaines maladies auto-immunes à un âge avancé (Dietert et al., 2004).
1.1.4.9 Effets cancérigènes
Le plomb est reconnu pour sa génotoxicité et sa forme inorganique est classée cancérigène probable pour l’humain (ATSDR, 2007; IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans, 2006; Valverde, Fortoul, Diaz-Barriga, Mejia, et del Castillo, 2002). Il existe une faible association entre l’exposition au plomb et les cancers pulmonaires, gastriques et les gliomes (Steenland et Boffetta, 2000). Toutefois, Wynant, Siemiatycki, Parent, et Rousseau (2013) n’ont pas retrouvé une augmentation du risque de cancer des poumons chez les sujets exposés au plomb organique ou inorganique.
1.1.4.10 Autres effets
L’exposition professionnelle au plomb peut contribuer à la baisse des hormones thyroïdiennes (T3, T4) et à l’augmentation de l’hormone de stimulation de la thyroïde (TSH) (Doumouchtsis, Doumouchtsis, Doumouchtsis, et Perrea, 2009; Dundar et al., 2006; Lopez et al., 2000; Singh et al., 2000). L’exposition sévère au plomb induit une colique avec des symptômes gastro-intestinaux majeurs (Tokar, 2013).
1.2 Chasse de gros gibiers au Québec
Au Québec, la chasse sportive se déroule sur 28 zones géographiques et les armes de chasse autorisées selon l’animal sont les fusils, les carabines, les armes à chargement par la bouche (ACB), les arcs et les arbalètes (Ministère des forêts de la faune et des parcs, 2012). Les tableaux 2 et 3 ci-dessous présentent respectivement les gros gibiers abattus au Québec et les récoltes de cerfs de Virginie et d’orignaux stratifiés par arme de chasse durant la saison de chasse 2013.
Tableau 2 : Récoltes de gros gibiers au Québec de 2010 à 2013
Gros gibiers Saisons
2013 2012 2011 2010
Caribou 3 790 1 596 4 856 12 434
Cerf de Virginie 61 067 58 543 49 579 52 489
Orignal 28 141 20 549 28 112 21 085
Ours noir 4 364 4 778 4 235 4 906
Depuis 2010, le cerf de Virginie et l’orignal sont les gros gibiers les plus abattus au Québec (Ministère des forêts de la faune et des parcs, 2014b).
Tableau 3 : Récoltes de cerfs de Virginie et d’orignaux par engins de chasse au Québec en 2013
Engins de chasse Récoltes (Pourcentage)
Cerf de Virginie Orignal
Arc 1 010 (1,6) 628 (2,2)
Arbalète 10 299 (16,9) 3 392 (12)
Arme à chargement par la bouche 9 020 (14,8) 197 (0,7)
Carabine 38 289 (62,7) 23 912 (85)
Fusil 2 449 (4) 12 (0,04)
Total 61 067 28 141
Les engins pouvant utiliser des munitions à base de plomb (carabine et fusils) ont servi à abattre 67 % des cerfs de Virginie et 85 % des orignaux au Québec en 2013 (Ministère des forêts de la faune et des parcs, 2014b). La contamination de la viande par le plomb dépend de la teneur en plomb du projectile et de sa capacité de rétention et de l’impact. Bien qu’il existe des projectiles ne contenant pas de plomb, et des engins n’utilisant pas le plomb,
les projectiles à base de plomb sont largement utilisés pour les gros gibiers, mais interdits au Canada depuis 1999 pour la chasse aux oiseaux migrateurs.
1.3 Consommation de viande de gros gibiers et risque relié à
l’exposition au plomb
1.3.1 Concentration en plomb dans la viande de gros gibiers
De nombreuses études ont démontré la présence de fragments de plomb dans la viande de gros gibiers ou d’oiseaux abattus avec des projectiles contenant du plomb qui se désintègrent à l’impact (Dobrowolska et Melosik, 2008; Hunt et al., 2009; Knott, Gilbert, Hoccom, et Green, 2010; Pain et al., 2010; Tsuji et al., 2009). Dans une étude réalisée par Hunt et al. (2009) à partir de 30 carcasses de cerfs, les radiographies latérales du point d’impact ont montré un nombre médian de 136 fragments (15 à 409) et la distance moyenne entre les fragments était de 24 cm avec un fragment isolé à 45 cm. Après le débitage, 80 % (24) des cerfs présentaient au moins un fragment de plomb radio-opaque et 32 % des 234 paquets de viande hachée obtenus en présentaient au moins un (Hunt et al., 2009). Dans une étude réalisée avec 12 carcasses de cerfs, Knott et al. (2010) ont rapporté en moyenne 386 fragments visibles à la radiographie et dont le poids était estimé à 17% de celui de la munition. Chez des sangliers et des cerfs de Virginie, Dobrowolska et Melosik (2008) ont démontré que les fragments de projectiles pouvaient se retrouver à 30 cm de la plaie d’entrée, mais la concentration en plomb était plus importante du point d’impact jusqu’à 5 cm de la plaie, puis elle diminue au fur et à mesure qu’on s’en éloigne pour atteindre toutefois une concentration supérieure à 0,1 mg kg-1 à 25 cm. La portion de viande
enlevée autour de la plaie d’entrée est donc une variable importante pour l’exposition au plomb chez les chasseurs. Dans une récente étude, le Swedish National Food Agency (2014) a rapporté que la concentration en plomb dans la viande de sanglier était plus élevée à la plaie d’impact (définie comme toute viande visiblement altérée ou injectée de sang; médiane = 146 mg/kg) mais diminue en s’éloignant (médiane à 0-5 cm = 9 mg/kg) pour être inférieure à 0,1 mg/kg à partir de 10 cm au-delà de la plaie d’impact. Notons qu’en Norvège, sur un échantillon de 23 chefs de groupe de chasseurs, 35 % se débarrassaient de la viande entre 0 et 10 cm autour de la plaie contre 43 % entre 10 et 20 cm et 22 % au-delà de 20 cm (NSCFS, 2013). Les concentrations en plomb retrouvées dans la viande de gros gibiers sont variables (tableau 4) et peuvent dépasser la limite maximale recommandée en Europe et par l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS) qui est de 0,1 mg kg-1 de
Tableau 4 : Concentrations en plomb dans la viande de gros gibiers selon la source et la nature de la viande
Source
Échantillon Concentration en plomb (mg/kg de poids) Nature de la
viande Taille Médiane Moyenne P95 Minimum Maximun
Canada¹ Caribou 7 1 5726 Cerf de Virginie 4 0,3 867,4 EFSA² Sanglier 966 1,143 0,67 Cerf de Virginie 733 0,048 0,124 Orignal 47 0,015 0,046 Caribou 490 0,061 0,15
Espagne³ Cerf rouge 61 0,326 0,915 0,016 4,6
Sanglier 64 1,29 6,1 0,05 10,4
Norvège4 Orignal haché 52 0,3 5,6 79 110
Pologne5 Cerf rouge 82 0,22 0,01 1,5
Suède6 Orignal haché 54 0,027 0,9 31
¹ Tsuji et al. (2009), ² EFSA (2012), ³ Morales, Rojas, Perez-Rodriguez, Casas, et Lopez (2011), 4Lindboe,
Henrichsen, Hogasen, et Bernhoft (2012), 5Falandysz, Szymczyk-Kobrzynska, Brzostowski, Zalewski, et
Zasadowski (2005), 6 Swedish National Food Agency (2012).
1.3.2 Influence de la consommation de la viande de gibiers sur la plombémie
La consommation de viande de gibiers abattus avec des munitions en plomb contribue à une augmentation de la plombémie (Johansen, Pedersen, Asmund, et Riget, 2006; Meltzer et al., 2013). En relation avec le petit gibier, Lévesque et al. (2003) ont estimé que la plombémie élevée obtenue au niveau du cordon ombilical des nouveaux-nés du Nunavik était probablement reliée à la consommation de viande d’oiseaux abattus avec des munitions en plomb suite à une confirmation par le ratio des isotopes du plomb. De plus, en utilisant également une technique de ratio isotopique, l’augmentation de la plombémie secondaire à la consommation de viande de chasse a été confirmée au sein de la communauté Cri de l’Ontario (Tsuji et al., 2008). Selon Johansen, Pedersen, Asmund, et Riget (2006), la plombémie des humains au Groenland subit une variation saisonnière avec un pic correspondant à la période de consommation des repas de viande des oiseaux.
En Norvège, dans une étude réalisée auprès de 147 chasseurs avec un volet questionnaire et un volet dosage de la plombémie, Meltzer et al. (2013), ont montré que les consommateurs d’au moins un repas de viande de cervidés par semaine ont une plombémie supérieure de 31 % à celle des non-consommateurs. Iqbal et al. (2009)
ont rapporté que les consommateurs de viande de gibier au Dakota du Nord, avaient une plombémie (moyenne géométrique = 1,27 µg/dl) supérieure de 0,3 µg/dl (intervalle de confiance à 95% = 0,16 – 0,44 µg/dl) par rapport à ceux qui n’en consommaient pas (moyenne géométrique = 0,84 µg/dl). De plus, la consommation récente (moins d’un mois) est associée à une plombémie élevée (Iqbal et al., 2009). En contrepartie, dans une étude réalisée en Suisse, Haldimann, Baumgartner, et Zimmerli (2002) ont conclu que la consommation fréquente de viande de gros gibiers n’avait pas un effet significatif sur la plombémie.
La plombémie chez les consommateurs de viande de gibier est influencée par plusieurs facteurs dont l’autoassemblage des munitions de plomb, l’âge, le sexe, la consommation de vin, le tabagisme et le nombre de tirs avec les munitions à base de plomb par année (Meltzer et al., 2013). De plus, l’usage des épices acides augmente la biodisponibilité du plomb après la cuisson (Mateo et al., 2011).
La fréquence de consommation de la viande de gros gibiers et la quantité de viande par repas sont des paramètres nécessaires pour estimer l’exposition au plomb provenant de cette source. Dans une étude basée sur une simulation de Monte-Carlo et réalisée à partir des concentrations en plomb dans la viande d’orignal avec une consommation de viande estimée à 2 g/Kg de poids corporel par repas, Lindboe, Henrichsen, Hogasen, et Bernhoft (2012), ont démontré que les consommateurs d’au moins deux repas de viande de gros gibier par semaine étaient à risque d’ingérer une quantité importante de plomb supérieure à l’ancienne DHAP. En Espagne, 62 % des consommateurs de viande de cerfs et de sangliers étaient des chasseurs et pour certains, la quantité de plomb ingérée pouvait atteindre 224 % de l’ancienne DHAP (Morales et al., 2011). Selon l’EFSA (2010), les grands consommateurs de viande de gibiers font partie du groupe des consommateurs ayant une grande exposition au plomb variant de 1,98 à 2,44 µg/kg de poids corporel par jour. Les données provenant des études ont amené certaines agences gouvernementales à émettre des avis, soit pour limiter la consommation de viande de gibiers abattus avec des munitions en plomb ou encore pour conseiller aux enfants et femmes enceintes ou en âge de procréer de ne pas en consommer (BfR, 2011; Food Standards Agency, 2012a; NSCFS, 2013).
Même si nous possédons des données relativement précises sur les prises, nous ne disposons pas de données québécoises sur la fréquence de consommation de viande de gros gibiers par les chasseurs ainsi que sur les concentrations en plomb dans la viande de cervidés. L’étude que nous proposons vise à permettre de disposer de ces données et ainsi de pouvoir estimer l’exposition au plomb chez les chasseurs. Nous avons choisi de restreindre la population à l’étude aux chasseurs ayant abattu au moins un cervidé en 2013 dans une optique d’évaluer le risque chez le groupe potentiellement plus exposé.
1.3 Question, objectifs et hypothèse de recherche
La question et les objectifs de cette recherche découlent des informations provenant de notre problématique.
1.3.1 Question de recherche
Quelle est la relation entre la consommation de viande de gros gibiers (définis ici comme les cervidés : orignaux et cerfs de Virginie) et l’exposition au plomb chez les chasseurs ayant abattu au moins un cervidé au Québec en 2013?
1.3.2 Objectif général
Cette étude vise à déterminer si la consommation de viande de gros gibiers abattus avec des projectiles contenant du plomb présente un risque pour la santé relatif à l’exposition au plomb des chasseurs ayant abattu au moins un cervidé au Québec en 2013 et leur famille.
1.3.3 Objectifs spécifiques
Il s’agira :
d’évaluer les habitudes de consommation de la viande de gros gibiers des chasseurs,
d’établir les distributions des concentrations de plomb dans les muscles d’orignaux et de cerfs de Virginie, d’évaluer les connaissances des chasseurs en regard de la contamination de la plaie et leur perception du
risque,
d’évaluer la pratique des bouchers en regard de la contamination de la plaie et leur perception du risque, d’estimer l’exposition au plomb reliée à la consommation de viande de gros gibiers par les chasseurs et
leur famille.
1.3.4 Hypothèse de recherche
Les chasseurs du Québec et leur famille qui consomment les viandes de gros gibiers abattus avec des munitions en plomb peuvent être exposés à des doses de plomb pouvant avoir un effet sur la santé.
Chapitre 2- CADRE THÉORIQUE
Nous allons nous inspirer de l’algorithme décisionnel d’un programme de santé communautaire proposé par Dab et Abenhaïm (1984) et présenté dans la figure 1 ci-dessous. Il repose sur quatre nœuds décisionnels indispensables pour explorer un problème en santé communautaire et pour planifier des interventions adaptées. Tout d’abord, il faut évaluer le degré de connaissance du problème et recourir à la recherche si le niveau de connaissance n’est pas adéquat. Ensuite, si la connaissance du problème est adéquate, il faut explorer sa compréhension et recourir à la recherche si elle est insuffisante. De plus, une meilleure compréhension permettra d’apprécier l’efficacité des moyens disponibles. De nouveau, on pourra vérifier par la recherche l’existence de moyens efficaces, si on considère qu’ils ne sont pas disponibles. La disponibilité des moyens efficaces permet de réaliser une étude de faisabilité avant de mettre en place les interventions. Enfin, l’évaluation est une étape importante du processus de planification, car elle permettra d’améliorer nos interventions pour une optimisation des résultats.
Figure 1 : Algorithme décisionnel d’un programme de santé communautaire de Dab et Abenhaïm, 1984
Les données disponibles dans la littérature révèlent que la consommation de la viande de gibiers abattus avec des projectiles à base de plomb pourrait contribuer à augmenter la plombémie. Cette exposition au plomb est un problème de santé publique, ce qui a motivé les avis émis dans certains pays. Au Québec, nous ne disposons pas de données pour évaluer l’importance de l’exposition au plomb secondaire à l’ingestion de viande de gros gibiers. Cette étude permettra d’apprécier l’importance de cette exposition chez les chasseurs et leur famille. Elle permettra de fournir des informations pertinentes pour les trois autres nœuds de l’algorithme décisionnel.
Chapitre 3- DÉMARCHE MÉTHODOLOGIQUE
3.1 Type d’étude
Il s’agit d’une étude descriptive transversale organisée en trois volets, le volet enquête auprès des chasseurs, le volet enquête auprès des bouchers et le volet caractérisation de la viande.
3.2 Volet enquête auprès des chasseurs
3.2.1 Population à l’étude
Cette étude vise les chasseurs de gros gibiers de la province de Québec qui ont abattu au moins un cerf de Virginie ou un orignal pendant la saison de 2013 et dont la langue de correspondance avec le Ministère des Forêts, de la Faune et des Parcs (MFFP) est le français.
3.2.2 Taille de l’échantillon
En nous référant à une récente étude réalisée auprès des chasseurs de gros gibiers en Norvège, nous nous attendons à une prévalence (p) de consommation d’au moins un repas de viande de gros gibiers par semaine de 37 % (Meltzer et al., 2013; NSCFS, 2013). Nous avons visé une précision (i) de 4 % sur l’estimation de la prévalence avec un niveau de confiance de 95 %. La taille de notre échantillon (n) désirée obtenue à partir de la formule ci-dessous était de 559 répondants.
n = 1,96²*p (1-p)/i²
Considérant le taux de participation de 53 % obtenu par Duchesne et al. (2004) pour une étude similaire chez les chasseurs de sauvagines, un échantillon d’environ 1055 répondants devrait être suffisant.
3.2.3 Échantillonnage
La base de notre échantillonnage a été constituée de tous les chasseurs dont la langue de correspondance avec le MFFP est le français qui ont abattu au moins un cerf de Virginie ou un orignal en 2013 dans la province du Québec. Le MFFP détenait la liste et les coordonnées des 29 981 chasseurs résidents ayant obtenu au moins une récolte de cerf de Virginie ou d’orignal en 2013. À partir de cette liste, nous avons réalisé un échantillonnage aléatoire de 1172 chasseurs avec le programme SQL.
3.2.4 Critères d’inclusion
Pour participer à cette étude, les chasseurs devaient : avoir plus de 18 ans,
avoir le français comme langue de correspondance avec le MFFP, résider au Québec,
avoir détenu un permis de chasse valide pour le cerf ou l’orignal pour la saison de chasse 2013, avoir abattu au moins un cerf de Virginie ou un orignal durant la saison de chasse 2013.
3.2.5 Recrutement des participants
Les chasseurs sélectionnés à partir de la liste du MFFP ont été contactés et sollicités par la poste (Annexe 1). Les messages de sollicitation des chasseurs accompagnés du feuillet d’information pour un consentement implicite et anonyme (Annexe 2), du questionnaire et d’une enveloppe de retour pré affranchie ont été envoyés par le MFFP.
3.2.6 Collecte de données
La collecte de données a été réalisée du 1er juillet au 30 septembre 2014. Elle a été faite au moyen d’un
questionnaire autoadministré envoyé par la poste (Annexe 3). Le questionnaire des chasseurs était une adaptation des questionnaires de Duchesne et al (2004) et de Meltzer et al. (2013). Il était organisé en six volets dont le premier abordait les habitudes de chasse, le deuxième les habitudes de traitement de la carcasse, le troisième la fréquence de consommation de la viande de gros gibiers, le quatrième la perception de risque, le cinquième la chasse et la consommation de petits gibiers (lièvre, gélinotte, tétras, lagopède, bécasse d’Amérique) et le sixième les données sociodémographiques. Le questionnaire a été préexpérimenté auprès de dix personnes afin de vérifier la compréhension des questions et de nous assurer qu’il pouvait être rempli en cinq minutes.
3.3 Volet enquête auprès des bouchers
3.3.1 Population à l’étude et échantillonnage
L’enquête auprès des bouchers visait à vérifier les habitudes de manipulation des carcasses de gros gibiers auprès des bouchers qui travaillaient dans les abattoirs et boucheries autorisés. Nous avons recruté par téléphone 31 bouchers volontaires habitués à traiter le gros gibier dans 10 des 17 régions socioadministratives du Québec.
Pour participer à cette étude, les bouchers devaient : avoir plus de 18 ans
comprendre le français résider au Québec
travailler dans un abattoir autorisé qui traite des carcasses de cerfs de Virginie ou d’orignaux.
3.3.2 Recrutement et collecte des données
Les bouchers ont été sélectionnés parmi ceux collaborant avec le MFFP et par le biais de contacts personnels avec la technique boule de neige. Ils ont été sollicités au téléphone par un interviewer (Annexe 4) qui a présenté le projet au moyen du feuillet d’information destiné aux bouchers (Annexe 5). Si le boucher acceptait de participer, on lui demandait s’il pouvait répondre au questionnaire sur le champ, et sinon, à quel moment il était possible de le faire.
La collecte des données a été réalisée du 1er juillet au 30 septembre 2014 au moyen d’un questionnaire
(Annexe 6) administré par téléphone aux bouchers par un même interviewer. Le questionnaire était organisé en deux volets couvrant les habitudes de manipulation de la carcasse de gros gibiers et la perception de risque. Le questionnaire a été préexpérimenté auprès de cinq bouchers afin de vérifier la compréhension des questions.
3.4 Volet caractérisation de la viande
3.4.1 Échantillonnage
Nous avons procédé à la sélection de 35 échantillons de viande de cerf de Virginie et de 37 échantillons de viande d’orignal provenant de 11 des 17 régions socioadministratives du Québec. Pour déterminer les niveaux de base du plomb dans la viande de gros gibiers, cinq et sept échantillons provenaient respectivement de cerfs et d’orignaux abattus avec des arbalètes, arcs ou des munitions de cuivre. Trente échantillons provenaient de gros gibiers abattus avec des projectiles en plomb. De plus, nous avons collecté quatre échantillons de viande à des distances variables de la plaie pour un cerf de Virginie et un orignal abattus avec des projectiles contenant du plomb afin d’évaluer la relation entre le niveau de plomb dans la viande et la distance radiale de la plaie d’impact.
3.4.2 Collecte de données
base des concentrations en plomb et la distribution de ces concentrations avec l’utilisation des projectiles à base de plomb.
3.4.3 Recherche de plomb dans les échantillons de viande
3.4.3.1 Nature et conservation des échantillons
Les échantillons de viande ont été principalement collectés sous forme hachée ou en cube. Les chasseurs ont été invités à transmettre deux cuillères à soupe de steak haché humide ou un cube de viande de dix grammes (environ la moitié d’un œuf). L’échantillon a été emballé dans un sac en plastique et conservé au frais avec un ice pack pour le transport vers le laboratoire (Annexe 9). Au laboratoire, les échantillons de viande ont été conservés à une température de - 80 °C.
3.4.3.2 Protocole analytique
Les échantillons de viande ont été analysés au laboratoire de toxicologie de l’Institut national de santé publique du Québec (INSPQ) par spectrométrie de masse à plasma d’argon induit (ICP-MS) qui permet l’identification et la quantification des métaux dans divers tissus biologiques. Cette technique permet la caractérisation rapide de plusieurs éléments et de leurs isotopes à des niveaux très bas (Robert, 2013). C’est l’une des techniques recommandées pour la recherche du plomb dans les tissus (EFSA, 2010).
Réactifs
Les réactifs utilisés pour le dosage du plomb dans la viande par ICP-MS sont : l’acide chlorhydrique, l’acide nitrique à 0.5 % et 10 %, l’éthanol, l’eau déminéralisée, et la L -(+)-Cystéine.
Prétraitement des échantillons
D’abord, les échantillons de viande ont été homogénéisés selon une procédure spécifique. Ensuite, ils ont été digérés dans une bombe en Téflon (Savillex, USA) avec de l’acide nitrique à 120 °C pendant 16 heures. Enfin, les digérats obtenus ont été soumis au dosage du plomb par ICP-MS (INSPQ, 2013).
Méthode d’analyse
L’appareil utilisé pour le dosage était un ICP-MS, Elan DRCII (Perkin Elmer, USA), L’étalonnage de l’instrument a été réalisé à l’aide d’une courbe de calibration à quatre niveaux de concentration fabriquée dans un mélange d’acide nitrique 2 % et d’acide chlorhydrique 0,1 % (INSPQ, 2013).
Performance analytique
La méthode de dosage utilisée avait une limite de détection (LOD) de 0,001 mg kg-1 et une limite de quantification
(LOQ) de 0,003 mg kg-1 (INSPQ, 2013). Elle a démontré une répétabilité de ± 0,7 % pour un échantillon de
4,83 mg kg-1, avec un effet matrice de ± 8 % et une inexactitude de – 4,5 % pour l’analyse de l’échantillon certifié
NIST SRM 1577c (foie bovin) (INSPQ, 2013).
Contrôle de qualité
La qualité analytique produite lors de chaque séquence était évaluée par l’analyse du blanc de traitement, de matériaux de référence certifiés NIST SRM 1577c et du DOTLT-4 (foie de chien de mer) ainsi que du contrôle interne FANI 1207 fait à base de nourriture animale (INSPQ, 2013).
3.5 Estimation de l’exposition au plomb et analyse de risque
L’exposition au plomb chez les chasseurs a été estimée en nous basant uniquement sur l’apport de la viande de gibiers. Une approche probabiliste basée sur l’utilisation d’une distribution statistique pour définir les paramètres d’exposition qui sont la fréquence de consommation et la concentration de plomb dans la viande a été utilisée. Deux différentes analyses de risque ont été réalisées. La première correspondant à celle des chasseurs ayant participé à l’enquête, est basée sur leur consommation de viande de cervidés. La deuxième correspond à une évaluation du risque pour les adultes et les enfants de leur famille en fonction de certaines fréquences de consommation prédéfinies.
L’estimation de l’exposition au plomb a été réalisée par simulations de Monte-Carlo avec 100 000 itérations en utilisant les logiciels @ risk 6 (Palissade Corporation, USA) et Microsoft Excel 2007. Nous avons évalué les distributions de la dose d’exposition individuelle au plomb, de la dose individuelle d’effet critique et de la marge d’exposition individuelle. Les paramètres d’entrée du modèle pour la prédiction de l’exposition sont présentés dans le Tableau 5 ci-dessous.
3.5.1 Évaluation de la distribution de la dose d’exposition individuelle (IEXPD)
La dose d’exposition individuelle (IEXPD) au plomb (µg kg-1 de poids corporel par jour)a été obtenue en
combinant la fréquence de consommation et la concentration en plomb selon l’équation suivante : IEXPD = (Cons1*Conc1*F + Cons2*Conc2*F) (Van der Voet et Slob, 2007). Cons1 et Cons2 correspondaient
respectivement à la consommation individuelle de viande de cerf de Virginie ou d’orignal (g kg-1 de poids humide
viande de gros gibier par repas pour un adulte de 75 kg et 30 g de viande par repas pour un enfant de 15 kg (Lindboe et al., 2012). Les échantillons de viande dont la concentration était inférieure à la limite de détection (0.001 mg kg-1) ont été rapportés comme ayant une concentration correspondant à la moitié de la limite de
détection (0.0005 mg kg-1).
Tableau 5 : Paramètres d’entrée pour la simulation de Monte-Carlo
Variable Unités Symboles Valeurs, formules ou distribution Nombre de repas de viande de cerf de
Virginie par année N1 Distribution discrète
Nombre de repas de viande d’orignal par
année N2 Distribution discrète
Concentration en plomb dans la viande de
cerf de Virginie mg kg-1 Conc1 Distribution log-normale
Concentration en plomb dans la viande
d’orignal mg kg-1 Conc2 Distribution log-normale
Facteur de variabilité inter humaine IF Distribution log-normale Quantité de viande de cerf de Virginie par
année g kg-1 Cons1 2*N1
Quantité de viande d’orignal par année g kg-1 Cons2 2*N2
Dose d’exposition individuelle (IEXPD) µg kg-1 j-1 IEXPD (Cons1*Conc1 +
Cons2*Conc2)/ 365
Dose individuelle d’effet critique relié à la
pression artérielle µg kg-1 ICEDBP CEDBP/IF
Marge d’exposition individuelle reliée à la
pression artérielle - IMoEBP ICEDBP/IEXPD
Dose individuelle d’effet critique relié au
quotient intellectuel - ICEDQI CEDQI/IF
Marge d’exposition individuelle reliée au
3.5.2 Évaluation de la distribution de la dose individuelle d’effet critique (ICED)
Chez les enfants, une exposition journalière au plomb de 0.6 µg kg-1 de poids corporel est considérée comme
associée à une baisse populationnelle du QI d’un point et, pour les adultes, une exposition au plomb de 1.2 µg kg-1 de poids corporel par jour est considérée comme associée à une augmentation de la pression
artérielle systolique d’un millimètre de mercure (approximativement 2 mm Hg avec 3 µg kg-1 de poids corporel
par jour) (EFSA, 2012; JECFA, 2011). La dose d’effet critique relié à la pression artérielle systolique (CEDBP =
1.2 µg kg-1 de poids corporel par jour) est la dose d’exposition alimentaire chronique correspondant à une
augmentation de la pression artérielle systolique d’un millimètre de mercure chez les adultes et la dose d’effet critique relié au quotient intellectuel (CEDQI = 0.6 µg kg-1 de poids corporel par jour) correspond à celle qui induit
une baisse du QI d’un point (JECFA, 2011). Nous avons considéré que le facteur de variabilité inter humaine suit une distribution normale logarithmique de moyenne géométrique 1 et d’écart type géométrique 1.98 (Van der Voet et Slob, 2007). La dose individuelle d’effet critique (ICED) a été obtenue en faisant le rapport de la dose d’effet critique par le facteur de variabilité inter humaine.
3.5.3 Évaluation de la marge d’exposition individuelle (IMoE)
La marge d’exposition individuelle a été déterminée par le ratio de la dose individuelle d’effet critique (ICED) par la dose d’exposition individuelle au plomb (IEXPD) : IMoE = ICED/IEXPD (Van der Voet et Slob, 2007). Les marges d’exposition individuelle supérieures à un sont considérées comme sécuritaires pour la santé et celles qui sont inférieures à un permettent de déterminer la probabilité d’effet critique (PoCE). Pour les chasseurs ayant participé à cette étude, nous avons utilisé la dose individuelle d’effet critique relié à la pression artérielle (ICEDBP). De plus, nous avons réalisé des prédictions pour l’exposition individuelle et la marge d’exposition
individuelle basées sur la consommation d’un cervidé (cerf de Virginie ou orignal) avec différentes fréquences de consommation (une fois par mois, deux fois par mois, une fois par semaine, deux fois par semaine et trois fois par semaine) pour les adultes et les enfants par simulations de Monte-Carlo (n = 100 000 itérations) en utilisant les paramètres du Tableau 5.
3.5.4 Analyse de l’incertitude
Les incertitudes autour de la distribution de la dose d’exposition individuelle et de la probabilité d’effet critique des chasseurs ont été évaluées par la caractérisation de l’intervalle de confiance à 95 % en réalisant dix simulations de Monte-Carlo de racines différentes (n = 1000 itérations). De plus, une analyse de sensibilité a été réalisée par corrélation des rangs de Spearman afin d’identifier les variables significativement corrélées à l’IMoEBP.
3.6 Considérations éthiques
Le questionnaire pour les chasseurs a été autoadministré sur une base volontaire. Le message de sollicitation était accompagné du « feuillet d’information pour un consentement implicite et confidentiel » qui a fourni les informations pertinentes sur le projet. Pour garantir la confidentialité des données personnelles et l’anonymat, à la suite de la sélection aléatoire des participants, les messages de sollicitation ont été envoyés par le MFFP. Concernant le volet de l’étude pour les bouchers, il s’agissait d’un questionnaire téléphonique très court administré par le même interviewer. Un code a été attribué à chaque boucher participant afin de préserver la confidentialité. Le message de sollicitation a été lu ainsi que le feuillet d’information qui a fourni les informations pertinentes sur le projet. On a considéré l’accord verbal du participant comme une acceptation de participer au projet. Les échantillons des cervidés analysés provenaient de carcasses de cerfs de Virginie ou d’orignaux abattus en toute légalité par des chasseurs ayant un permis valide. Les participants ayant fourni un échantillon de viande ont reçu les résultats de l’analyse et leur interprétation. Les chasseurs et les bouchers ne recevaient aucune indemnité pour leur participation. Cependant, les chasseurs qui fournissaient des échantillons de viande recevaient une indemnité de dix dollars pour compenser les frais de conservation et de transport de la viande. Notre protocole a été approuvé par le Comité d’éthique de la recherche sur les êtres humains de l’Université Laval (CERUL) et par le Comité ministériel d’accès aux informations personnelles du MFFP.
3.7 Plan d’analyse
D’abord, nous avons réalisé des statistiques descriptives à partir des données des questionnaires. Ensuite, nous avons évalué la perception de risque des chasseurs selon leur âge et leur expérience de chasse en réalisant la comparaison de proportion avec le test de chi carré et une valeur p de 0.05. Les statistiques descriptives et les tests de chi carré ont été réalisés avec le logiciel SAS version 9.3. Les variables documentées ont été : le poids corporel, le traitement de la viande autour de la plaie, les habitudes de chasse, la fréquence de consommation de la viande de cervidés, la perception de risque et la concentration en plomb dans la viande de cerf ou d’orignal. La dose d’exposition individuelle et la marge d’exposition individuelle ont été calculées à l’aide de ces variables. Finalement, nous avons réalisé une analyse de risque selon une approche probabiliste par simulation de Monte-Carlo (INSPQ, 2012; Van der Voet et Slob, 2007).
