Page 5 - Cinquième rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l'environnement au Canada

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14 Sommaires et résultats liés aux plastifiants

14.1 Phtalates

Les diesters de l'acide phtalique, communément appelés phtalates, sont un groupe de substances chimiques industrielles produites en grande quantité et utilisées dans la fabrication de nombreux produits de consommation. Le tableau 14.1.1 présente les phtalates généralement disponibles sur le marché et leurs principaux métabolites mesurés lors du cycle 5 de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS).

Les phtalates sont des plastifiants qui rendent les plastiques plus souples et plus résistants (Frederiksen et coll., 2007; Graham, 1973; Santé Canada, 2019). Ils sont également utilisés comme solvants dans les produits domestiques, y compris les produits de soins personnels, les produits de construction et de rénovation, et les textiles (Santé Canada, 2019). Le BBP, le DnBP, DMP et le DEP sont présents en particulier dans les produits de soins personnels comme les cosmétiques (p. ex., les produits de soins capillaires et les parfums) et les médicaments sans ordonnance (Cosmetic Ingredient Review Expert Panel, 2005; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017; Environnement Canada et Santé Canada, 2000; Environnement Canada et Santé Canada, 2015e). Le DiNP, le DiBP, le DCHP, le DnBP, le BBP et le DEHP sont utilisés dans les produits de construction et de rénovation comme les lubrifiants et les graisses, les adhésifs et les produits d'étanchéité, les peintures et les enduits, et les matériaux de construction (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017; Environnement Canada et Santé Canada, 2000; Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; Environnement Canada et Santé Canada, 2015d; Santé Canada, 2019). Le DOP, le BBP, le DMP, le DnBP, le DiDP, le DiBP et le DiNP sont utilisés dans les produits électriques et électroniques (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017; Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; Environnement Canada et Santé Canada, 2015c; Environnement Canada et Santé Canada, 2015d; Environnement Canada et Santé Canada, 2015e; Santé Canada, 2019). Les phtalates peuvent également être utilisés dans le secteur automobile (p. ex., le BBP, le DEHP, le DiBP et le DCHP), les encres d'imprimerie (p. ex., le DiNP et le BBP) et les pesticides (p. ex., le BBP) (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017; Environnement Canada et Santé Canada, 2015d; Santé Canada, 2019). Enfin, certains phtalates, y compris le BBP, le DEHP, le DiDP et le DMP, peuvent être présents dans les matériels d'emballage des aliments (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017; Environnement Canada et Santé Canada, 2015c; Environnement Canada et Santé Canada, 2015e; Santé Canada, 2019). Avant l'imposition de restrictions en 2010 (voir ci-dessous), le BBP, le DnBP, le DiNP et le DEHP servaient de plastifiants au Canada dans les jouets en vinyle souple et les articles de puériculture.

Il n'existe aucune importante source naturelle connue de phtalates et les rejets dans l'environnement découlent d'activités anthropiques (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017). Les rejets peuvent se produire pendant la fabrication et le traitement des phtalates, y compris leur transport et leur stockage, ainsi que pendant la production, l'utilisation et l'élimination des produits qui en contiennent (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017). Bien que les phtalates puissent être rejetés dans l'air, ils se retrouvent principalement dans l'eau par les effluents des eaux usées d'origine industrielle et par les rejets dispersés de produits de consommation (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017; Environnement Canada et Santé Canada, 2015d).

Les phtalates ont été détectés dans les aliments, l'eau, l'air, le sol et la poussière (Clark, 2003; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017). La population générale peut y être exposée par inhalation d'air intérieur, par ingestion d'eau, d'aliments, de boissons, de terre et de poussière, et par l'utilisation de produits de consommation (Santé Canada, 2019). D'autres sources d'exposition potentielles sont le lait maternel et la mise à la bouche de jouets et d'articles pour enfants (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017).

Les phtalates ont été rapidement absorbés par des animaux de laboratoire après une exposition par voie orale, alors que leur absorption était généralement lente après une exposition par voie cutanée (ATSDR, 1995; ATSDR, 1997; ATSDR, 2001; ATSDR, 2002). Les diesters phtaliques sont convertis en leur monoester correspondant dans le tractus gastro-intestinal ou dans la salive avant leur absorption (ATSDR, 1995; ATSDR, 1997; ATSDR, 2001; ATSDR, 2002; NRC, 2008)., Les phtalates sont rapidement métabolisés dans l'organisme pour former des monoesters hydrolytiques et oxydatifs qui peuvent soit être éliminés inchangés dans l'urine ou dans les matières fécales, soit subir une biotransformation de phase II pour produire des conjugués glucuronide caractérisés par une solubilité accrue dans l'eau et donc une hausse de l'excrétion urinaire (Hauser et Calafat, 2005; Samandar et coll.2009). Bien que de nombreux facteurs influent sur le métabolisme et l'excrétion des monoesters phtaliques, ces derniers sont généralement caractérisés par un métabolisme rapide et de courtes demi-vies (ATSDR, 1995; ATSDR, 1997; ATSDR, 2001; ATSDR, 2002; Hauser et Calafat, 2005). Les phtalates ne se bioaccumulent pas chez les humains (CDC, 2009). La mesure des métabolites des phtalates dans l'urine est devenue la méthode la plus courante pour évaluer l'exposition humaine aux phtalates; elle en reflète une exposition récente (Blount et coll., 2000; Calafat et McKee, 2006).

Chez des animaux de laboratoire, une exposition à certains phtalates a entraîné des effets nocifs sur le système reproducteur mâle. D'ailleurs, une exposition prénatale aux phtalates, comme le DnBP, le BBP, le DEHP, le DCHP et le DiNP, a perturbé le développement à médiation androgénique du système reproducteur mâle (David, 2006; Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; Environnement Canada et Santé Canada, 2015d; Foster, 2005; Gray et coll., 2000; Howdeshell et coll., 2007; Main et coll., 2006; Mariana et coll., 2016; Wine et coll., 1997). Il s'agit du syndrome de phtalate du rat qui se caractérise, entre autres, par des malformations de l'épididyme, du canal déférent, des vésicules séminales, de la prostate et des organes génitaux externes (Lioy et coll., 2015). Des effets nocifs sur les testicules ont également été observés chez des animaux de laboratoire adultes, bien qu'ils découlent de plus fortes doses (David, 2006; Foster, 2005). Des données probantes issues d'autres études animales ont également indiqué que les phtalates entraînent des effets nocifs sur les ovaires (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; Hannon et Flaws, 2015; Mariana et coll., 2016). Les autres organes cibles relevés dans les études animales sont notamment le foie et les reins, où l'exposition aux phtalates peut provoquer une augmentation du poids des organes et une prolifération des peroxysomes hépatiques (David et Gans, 2003; Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; Environnement Canada et Santé Canada, 2015c; Environnement Canada et Santé Canada, 2015d; Environnement Canada et Santé Canada, 2015e; Howdeshell et coll., 2007; Main et coll., 2006; Wine et coll., 1997).

De nombreuses études démontrent que les humains sont exposés aux phtalates, y compris avant la naissance (Becker et coll., 2009; Blount et coll., 2000; Lioy et coll., 2015; Marsee et coll., 2006; NTP-CERHR, 2003a; NTP-CERHR, 2003b; NTP-CERHR, 2003c; NTP-CERHR, 2003d; NTP-CERHR, 2003e; NTP-CERHR, 2003f; NTP-CERHR, 2006; Praveena et coll., 2018; Santé Canada, 2016; Silva et coll., 2003; Wittassek et coll., 2011). Santé Canada a passé en revue 95 études épidémiologiques portant sur les phtalates et leurs effets sur la santé, y compris leurs effets sur le système endocrinien, les paramètres de la reproduction, la croissance et le développement, et a déterminé qu'il n'existait pas suffisamment de données probantes établissant un lien avec les phtalates étudiés (ou leurs métabolites) selon la méthode d'évaluation choisie (Santé Canada, 2016). Les données probantes montrant une association entre une exposition au DiNP ou au DEHP et le taux d'hormones sexuelles et les paramètres du sperme, et entre une exposition au DEHP et les mesures de naissance étaient limitées. Les données humaines concernant les effets sur le développement du système reproducteur mâle relevés dans les études animales étaient très limitées et la qualité des études variable (Santé Canada, 2016). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé le DEHP dans le groupe 2B, à savoir celui des agents peut-être cancérogènes pour les humains, et le BBP dans le groupe 3, à savoir celui des agents inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains (CIRC, 1999; CIRC, 2013).

Environnement Canada et Santé Canada ont évalué quatre phtalates séparément (DBP, BBP, DEHP et DOP) dans le cadre de la première et de la deuxième listes des substances d'intérêt prioritaire (LSIP1 et LSIP2) (Environnement Canada et Santé Canada, 1993; Environnement Canada et Santé Canada, 1994a; Environnement Canada et Santé Canada, 1994b; Environnement Canada et Santé Canada, 2000). Il a été déterminé que le DBP et le BBP ne présentent pas de risque pour l'environnement ou la santé humaine. Il a été déterminé que le DOP ne présente pas de risque pour l'environnement au Canada, mais les données disponibles au moment de l'évaluation n'ont pas permis de déterminer s'il présentait un risque pour la santé humaine. Il ressort d'un rapport ultérieur que le DOP ne présente pas de risque pour la santé humaine (Environnement Canada et Santé Canada, 2003). Il a été déterminé que le DEHP présente un risque pour la santé humaine au Canada, mais les données disponibles au moment de l'évaluation n'ont pas permis de déterminer s'il présentait un risque pour l'environnement. En 2015, des rapports sur l'état des connaissances scientifiques ont été publiés pour un phtalate à chaîne courte (le DMP), pour des phtalates à chaîne moyenne (notamment le DCHP et le DiBP) et à chaîne longue (notamment le DiDP), et pour le DiNP (Environnement Canada et Santé Canada, 2015b; Environnement Canada et Santé Canada, 2015c; Environnement Canada et Santé Canada, 2015d; Environnement Canada et Santé Canada, 2015e). En 2017, une ébauche d'évaluation préalable a proposé de conclure que 13 des 14 substances du groupe des substances de phtalates (notamment le DMP, le DiBP, le DiNP et le DiDP) ne constituent pas un danger pour l'environnement ou la santé humaine selon les critères détaillés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]), mais que la dernière substance du groupe (B79P), tout comme le DEHP, constitue un danger pour l'environnement selon les critères détaillés à l'article 64 a) de la LCPE (1999) (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017). De plus, une évaluation des risques cumulatifs réalisée au moyen d'une approche prudente par indice de danger de niveau inférieur a indiqué qu'il n'existait aucune préoccupation quant au risque cumulatif des phtalates à chaîne moyenne aux niveaux d'exposition actuels pour la population canadienne, et plus particulièrement pour les sous-populations les plus sensibles (les femmes enceintes, les femmes en âge de procréer, les nourrissons et les enfants) (Environnement Canada et Santé Canada, 2015a; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2017).

Le DEHP figure à titre d'ingrédient interdit sur la Liste critique des ingrédients dont l'utilisation est restreinte ou interdite dans les cosmétiques (communément appelée « Liste critique des ingrédients des cosmétiques » ou tout simplement « Liste critique »). Santé Canada utilise la Liste critique comme outil administratif pour informer les fabricants et autres intervenants que certaines substances, lorsqu'elles sont présentes dans un produit cosmétique, peuvent rendre ce dernier non conforme aux exigences de la Loi sur les aliments et drogues ou du Règlement sur les cosmétiques (Santé Canada, 2018). Santé Canada a élaboré et mis en œuvre le Règlement sur les phtalates qui porte sur l'utilisation de six phtalates (DEHP, DnBP, BBP, DiNP, DiDP et DOP) dans les jouets en vinyle mou et les articles de puériculture (Canada, 2010). L'utilisation de phtalates dans les jouets pour enfants et les articles de puériculture est également réglementée aux États-Unis et dans l'Union européenne.

Dans l'Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement (étude MIREC), une étude prospective de biosurveillance menée à l'échelle nationale auprès de femmes enceintes provenant de 10 villes canadiennes, les estimations correspondant à un maximum de vraisemblance de la moyenne géométrique (normalisées pour la densité relative) des concentrations urinaires des métabolites des phtalates au premier trimestre de grossesse étaient les suivantes (en μg/L) : 13,69 pour le MnBP; 37,73 pour le MEP; 6,14 pour le MBzP; 1,02 pour le MCPP; 2,63 pour le MEHP; 7,54 pour le MEOHP; et 10,81 pour le MEHHP. Aucune concentration n'a été détectée pour le MMP, le MCHP, le MiNP et le MOP (Arbuckle et coll., 2014).

Les concentrations de 11 métabolites des phtalates monoesters (MnBP, MEP, MBzP, MCHP, MEHP, MOP, MiNP, MMP, MCPP, MEHHP et MEOHP) dans l'urine ont été mesurées pour les participants âgés de 6 à 49 ans lors du cycle 1 (2007 à 2009) et pour ceux âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. La concentration de MiBP dans l'urine a été mesurée pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 2 (2009 à 2011) et du cycle 5 (2016 à 2017) de l'ECMS. La concentration de MCMHP, de MECPP, de MCiNP, de MHiDP, de MiDP, de MOiDP, de MCiOP, de MHiNP, de MOiNP, de 3OH-MBP et de MCHpP dans l'urine a été mesurée pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017). Les données de ces cycles sont exprimées à la fois en µg/L et en µg/g de créatinine (voir les tableaux 14.1.2 à 14.1.47). La présence d'une quantité mesurable de métabolites de phtalates monoesters dans l'urine est un indicateur d'une exposition aux diesters de phtalate, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs.

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• NTP-CERHR (National Toxicology Program - Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction). (2003f). NTP-CERHR monograph on the potential human reproductive and developmental effects of di-n-hexyl phthalate (DnHP). National Institutes of Health, Research Triangle Park, NC.
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14.2 Di(isononyle)cyclohexane-1,2-dicarboxylate (DINCH)

Le di(isononyle)cyclohexane-1,2-dicarboxylate (DINCH; n^o CAS 166412-78-8) est un ester aliphatique qui se présente sous la forme d'un liquide incolore à température ambiante. Cette substance est également connue sous le nom d'hexahydrophtalate de diisononyle, entre autres synonymes. Produit commercialement, le DINCH est couramment synthétisé par l'hydrogénation catalytique de l'anneau aromatique du phtalate de di-isononyle (DiNP) et il est constitué principalement d'isomères cis (environ 90 %) et d'une proportion beaucoup plus faible d'isomères trans (Bhat et coll., 2014; Koch et coll., 2013; SCENIHR, 2016). Le DINCH est utilisé en substitution aux plastifiants à base de phtalates à chaîne moyenne de haut poids moléculaire, comme le DiNP et le benzène-1,2-dicarboxylate de bis(2-éthylhexyle) (DEHP), principalement dans les matériaux à base de polychlorure de vinyle (PVC) en contact avec des boissons ou des denrées alimentaires (Bhat et coll., 2014; NICNAS, 2012). Le DINCH est également utilisé comme plastifiant et agent antichoc dans les polystyrènes destinés à des applications délicates comme les jouets, les matériaux en contact avec des denrées alimentaires et les dispositifs médicaux (Bhat et coll., 2014; Koch et coll., 2013; NICNAS, 2012).

Le DINCH n'existe pas à l'état naturel dans l'environnement. Les rejets dans l'environnement proviennent de sources anthropiques et peuvent survenir au cours de la fabrication de produits à base de PVC et de la dégradation de produits de consommation. Comme le DINCH est très peu volatil et soluble dans l'eau, il ne devrait être présent que rarement dans l'eau ou dans l'air (NICNAS, 2012). Étant donné que le DINCH utilisé comme plastifiant peut être libéré de la matrice polymère, la population générale peut y être exposée par contact cutané avec des produits de consommation comme les jouets en plastique et les revêtements des sièges de voiture, par voie orale par le biais de matériaux en contact avec des aliments ou des boissons, par voie orale ou intraveineuse par l'entremise d'applications médicales, ou par inhalation ou ingestion de poussière domestique (Bhat et coll., 2014; NICNAS, 2012; SCENIHR, 2016). Cependant, en raison de son usage limité dans les produits offerts aux consommateurs et à sa faible libération de la matrice polymère lorsqu'il est utilisé comme plastifiant, l'exposition au DINCH par l'entremise de produits de consommation devrait être faible (NICNAS, 2012; SCENIHR, 2016). L'exposition au DINCH par inhalation est peu préoccupante en raison de sa très faible pression de vapeur (NICNAS, 2012).

La toxicocinétique du DINCH chez les humains a été peu étudiée. Des études menées sur des animaux de laboratoire ont montré son absorption rapide après ingestion; aucune donnée n'a été relevée sur son absorption par voie cutanée (Bhat et coll., 2014; SCENIHR, 2016). Sa biodisponibilité par voie orale est inversement proportionnelle à la dose en raison de la saturation de l'absorption gastro-intestinale, une étude ayant démontré qu'une plus forte dose administrée par voie orale à des animaux de laboratoire a donné lieu à une fraction absorbée plus faible. Des études portant sur des animaux exposés au DINCH par voie orale ont indiqué que le DINCH est distribué dans tout l'organisme après son absorption (Bhat et coll., 2014; ECHA, 2016; SCENIHR, 2016). Chez des animaux exposés au DINCH par ingestion, le DINCH a été hydrolysé en ester de 1,2-(cyclohexane-dicarboxylate)-mono-4-méthyloctyle (MINCH), puis en acide cis-cyclohexane-1,2-dicarboxylique (cis-CHDA), son métabolite prédominant dans l'urine; le DINCH non métabolisé était le principal composé détecté dans les matières fécales (Bhat et coll., 2014; Koch et coll., 2013). Des études menées sur des animaux de laboratoire ont montré que l'excrétion totale du DINCH radiomarqué et de ses métabolites représentait environ 90 % de la dose administrée. Le DINCH est principalement excrété dans les matières fécales dans les 48 heures, et dans une moindre mesure dans l'urine sous forme de métabolites au cours de la même période (Bhat et coll., 2014).

Chez des animaux de laboratoire, une exposition aiguë au DINCH par voie cutanée et par voie oculaire ne s'est pas montrée irritante et n'a entraîné aucune sensibilisation cutanée. Des études menées sur des animaux de laboratoire ont signalé une faible toxicité du DINCH après une exposition aiguë, de courte durée ou subchronique par ingestion. Une exposition chronique à de fortes doses de DINCH a toutefois provoqué une augmentation du poids du foie, des reins et de la thyroïde (Bhat et coll., 2014;SCENIHR, 2016). Une étude menée sur des animaux de laboratoire exposés au DINCH in utero à partir du 14e jour de la gestation jusqu'à la parturition a relevé un effet à long terme sur les cellules de Leydig des testicules, avec une diminution des taux de testostérone circulante et des altérations morphologiques testiculaires (Campioli et coll., 2017). Cependant, de tels effets n'ont pas été signalés dans d'autres études. Une étude portant sur deux générations d'animaux n'a signalé aucun effet nocif sur la reproduction ou le développement (Bhat et coll., 2014). Le DINCH n'est pas considéré comme étant génotoxique ou cancérogène (Bhat et coll., 2014; ECHA, 2016; SCENIHR, 2016).

Les concentrations de six métabolites du DINCH (ester de 1,2-(trans-cyclohexane-dicarboxylate)-mono-4-méthyloctyle [trans-MINCH], ester de 1,2-(cyclohexane-dicarboxylate)-mono-(7-oxo-4-méthyle) octyle [oxo-MINCH], ester de 1,2-(cyclohexane-dicarboxylate)-mono-(7-hydroxy-4-méthyle) octyle [OH-MINCH], ester de 1,2-(cis-cyclohexane-dicarboxylate)-mono-(7-carboxylate-4-méthyle) heptyle [cis-cx-MINCH], ester de 1,2-(trans-cyclohexane-dicarboxylate)-mono-(7-carboxylate-4-méthyle) heptyle [trans-cx-MINCH] et cyclohexane-1,2-dicarboxylic acid [CHDA]), dans l'urine ont été mesurées pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS). Les données de ce cycle sont exprimées à la fois en μg/L et en μg/g de créatinine. La présence d'une quantité mesurable de ces métabolites dans l'urine peut être un indicateur d'une exposition récente au DINCH, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs.

Références

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• Campioli, E., Lee, S., Lau, M., Marques, L., et Papadopoulos, V. (2017). Effect of prenatal DINCH plasticizer exposure on rat offspring testicular function and metabolism. Scientific Reports, 7:11072.
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• NICNAS (National Industrial Chemicals Notification and Assessment Scheme) (2012). Public Report: 1,2-Cyclohexanedicarboxylic acid, 1,2-diisononyl ester ('Hexamoll DINCH'). Sydney, Australie. [consulté le 1er novembre 2018].
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14.3 Diisobutyrate de 2,2,4-triméthyl-1,3-pentanediol (TXIB)

Le diisobutyrate de 2,2,4-triméthyl-1,3-pentanediol (TXIB; n^o CAS 6846-50-0) est un ester qui se présente sous la forme d'un liquide clair à température ambiante. Cette substance est également connue sous le nom de diisobutyrate de 1-isopropyl-2,2-diméthyltriméthylène, entre autres synonymes. Produit commercialement, le TXIB est couramment synthétisé par l'estérification de l'isobutyraldéhyde par le triméthyl-2,2,4 pentanediol-1,3 (Törmäkangas et Koskinen, 2001). C'est un plastifiant secondaire, utilisé avec d'autres plastifiants dans des produits comme les coupe-froid, les meubles, les papiers peints, les revêtements de sol en vinyle, les articles de sport, les cônes de signalisation, les gants en vinyle, les encres, les peintures à l'eau et les jouets (CIR, 2017).

Le TXIB n'existe pas à l'état naturel dans l'environnement. Les rejets dans l'environnement proviennent de sources anthropiques. Comme le TXIB est modérément volatil et soluble dans l'eau, il devrait être présent dans l'air et dans l'eau, bien qu'il soit susceptible de se volatiliser à partir de la surface de l'eau (CIR, 2017). Étant donné que le TXIB utilisé comme plastifiant peut être libéré de la matrice polymère, la population générale peut y être exposée par contact cutané avec des produits offerts aux consommateurs comme les cosmétiques. L'exposition peut également survenir par inhalation d'air intérieur ou de poussière.

La toxicocinétique du TXIB chez les humains a été peu étudiée. Des études menées sur des animaux de laboratoire ont montré un niveau d'absorption élevé du TXIB après ingestion; aucune donnée n'a été relevée sur son absorption par voie cutanée. Des études animales ont indiqué que le TXIB est peu distribué dans l'organisme après son absorption. Chez des animaux exposés au TXIB par ingestion, le TXIB a été hydrolysé en monoisobutyrate de 2,2,4-triméthyle-1,3-pentanediol (TMPD). Une fois le TXIB métabolisé, la quantité totale de TXIB excrétée représentait 95 à 99 % de la dose administrée. Il est principalement excrété dans l'urine dans les 72 heures, et dans une moindre mesure dans les matières fécales pendant environ une semaine (CIR, 2017). Des études animales ont indiqué que le TXIB est principalement excrété sous forme du conjugué O-glucuronide du TMPD dans l'urine, et dans une bien moindre mesure sous forme d'acide 2,2,4-triméthyle-3-hydroxy valérique (HTMV) et de ses glucuronides, d'acide 2-méthylmalonique et sous forme inchangée (CIR, 2017). Il est excrété inchangé et sous forme de métabolite TMPD et son monoester dans les matières fécales (CIR, 2017; ECHA, 2018).

Des études menées sur des animaux de laboratoire ont signalé une faible toxicité du TXIB après une exposition aiguë par ingestion (entraînant une légère faiblesse et une certaine vasodilatation), alors qu'une exposition chronique par ingestion a provoqué une augmentation du poids du foie et des reins (CIR, 2017; OCDE, 1995). L'examen histopathologique des animaux exposés de façon chronique au TXIB a relevé une nécrose des tubules proximaux, une dilatation des tubules distaux et une fibrose dans les reins ainsi qu'une hypertrophie des hépatocytes centrolobulaires dans le foie (CIR, 2017; OCDE, 1995). Des études animales ont établi un lien entre le TXIB et une toxicité pour la reproduction, une réduction du nombre de sites d'implantation ayant été observée chez les femelles (ECHA, 2001). Le TXIB n'est pas considéré comme étant génotoxique et ne devrait pas être cancérogène (OCDE, 1995).

Une évaluation préalable des risques est en cours dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques pour déterminer si le TXIB présente ou pourrait présenter un risque pour la santé humaine ou l'environnement selon les critères détaillés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (Canada, 1999; Environnement et Changement climatique Canada, 2019). Le TXIB est également présent dans les cosmétiques déclarés en vertu du Règlement sur les cosmétiques de la Loi sur les aliments et drogues (Canada, 1985).

Les concentrations de deux métabolites du TXIB (le TMPD et l'HTMV) dans l'urine ont été mesurées pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé. Les données de ce cycle sont exprimées à la fois en μg/L et en μg/g de créatinine. La présence d'une quantité mesurable de ces métabolites dans l'urine peut être un indicateur d'une exposition récente au TXIB, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs.

Références

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14.4 Trimellitate de tris(2-éthylhexyle) (TEHT)

Le trimellitate de tris(2-éthylhexyle) (TEHT; n^o CAS 3319-31-1) est un ester qui se présente sous la forme d'un liquide jaune huileux à température ambiante. Cette substance est également connue sous le nom de trimellitate de trioctyle ou de trimellitate de triéthylhexyle, entre autres synonymes. Le TEHT est couramment fabriqué par l'estérification de l'anhydride trimellitique par le 2-éthylhexan-1-ol (CIR, 2015). Il est surtout utilisé comme plastifiant dans les revêtements de sol, les matériaux de construction, les matériaux en plastique et en caoutchouc et les dispositifs médicaux, et comme émollient et agent revitalisant pour la peau dans les cosmétiques. Il peut également être utilisé comme additif pour carburant, dans les adhésifs et les produits d'étanchéité utilisés dans le secteur du transport, et comme lubrifiant et additif de lubrifiant (CIR, 2015; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019).

Le TEHT n'existe pas à l'état naturel dans l'environnement. Les rejets dans l'environnement proviennent de sources anthropiques (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019). Comme le TEHT est très peu volatil et soluble dans l'eau, il ne devrait être présent que rarement dans l'eau ou dans l'air (Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada, 2019). La population générale peut y être exposée par contact cutané avec des produits offerts aux consommateurs, dont les cosmétiques, et par ingestion de poussière (CIR, 2015; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019). En raison de sa faible libération de la matrice polymère lorsqu'il est utilisé comme plastifiant, l'exposition au TEHT par l'entremise de produits de consommation devrait être faible (SCENIHR, 2016). La mise à la bouche de jouets en plastique ne devrait pas constituer une voie d'exposition au TEHT (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019). L'exposition au TEHT par inhalation est peu préoccupante en raison de sa très faible volatilité (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019).

La toxicocinétique du TEHT chez les humains a été peu étudiée. Des études menées sur des animaux de laboratoire ont montré sa faible absorption après une exposition par ingestion ou par voie cutanée (< 1 %). Chez les animaux ayant reçu une dose par voie intraveineuse, le TEHT a été distribué principalement dans le foie, les poumons et la rate. Chez les animaux exposés par ingestion, le TEHT a été hydrolysé, puis éliminé en deux phases, avec des demi-vies de 3,1 heures et de 42 heures dans l'urine, et de 4,3 heures et de 31 heures dans le CO2 expiré (CIR, 2015). Le TEHT est principalement excrété dans les matières fécales, et dans une moindre mesure dans l'urine. Une étude animale a signalé que le TEHT administré par voie orale était principalement excrété inchangé dans les matières fécales, et dans une moindre mesure sous forme de trimellitate de mono(2-éthylhexyle), de trimellitate de di(2-éthylhexyle) et de métabolites polaires non identifiés; dans l'urine, les métabolites détectés étaient le trimellitate de mono(2-éthylhexyle), l'alcool 2-éthylhexylique, l'acide 2-éthylhexanoïque et la 2-heptanone (CIR, 2015).

Des études menées sur des animaux de laboratoire ont signalé une faible toxicité du TEHT après une exposition aiguë par ingestion, alors que l'exposition chronique par ingestion a été associée à une hépatomégalie et à une splénomégalie (CIR, 2015; OCDE, 2002). Les animaux soumis à une exposition aiguë à de fortes concentrations de TEHT par inhalation ont présenté une irritation pulmonaire, sans aucun autre signe de toxicité (CIR, 2015; OCDE, 2002). Le TEHT a été associé à une toxicité pour le système reproducteur mâle, une diminution du poids des testicules et du nombre de spermatocytes et de spermatides ayant été observée chez des animaux de laboratoire (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019; OECD, OCDE). Le TEHT n'est pas considéré comme étant génotoxique et ne devrait pas être cancérogène (Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019).

En vertu du Plan de gestion des produits chimiques, le gouvernement du Canada a mené une évaluation scientifique préalable pour déterminer si le TEHT présente ou pourrait présenter un risque pour la santé humaine ou l'environnement selon les critères détaillés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]) (Canada, 1999; Environnement et Changement climatique Canada, et Santé Canada, 2019). Cette évaluation a conclu que le TEHT ne satisfait à aucun des critères établis des substances toxiques en vertu de la LCPE (1999). Le TEHT est également présent dans les cosmétiques déclarés en vertu du Règlement sur les cosmétiques de la Loi sur les aliments et drogues (Canada, 1985).

Les concentrations de trois métabolites du TEHT (trimellitate de 1-mono(2-éthylhexyle) [1-MEHTM], trimellitate de 2-mono(2-éthylhexyle) [2-MEHTM] et trimellitate de 4-mono(2-éthylhexyle) [4-MEHTM]) dans l'urine ont été mesurées pour les participants âgés de 3 à 79 ans lors du cycle 5 (2016 à 2017) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé. Les données de ce cycle sont exprimées à la fois en μg/L et en μg/g de créatinine. La présence d'une quantité mesurable de ces métabolites dans l'urine peut être un indicateur d'une exposition récente au TEHT, mais elle n'entraîne pas nécessairement d'effets nocifs.

Références

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