Page 5: Sixième 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 offerts aux consommateurs et industriels. Le Tableau 14.1.1 présente les phtalates généralement disponibles sur le marché et leurs principaux métabolites mesurés dans le cadre 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; SC, 2020). 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 (SC, 2020). Le BBP, le DnBP, le DMP et le DEP sont surtout présents 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; ECCC et SC, 2020; EC et SC, 2000; 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 matériaux d'étanchéité, les peintures et les revêtements, et les matériaux de construction (ECCC et SC, 2020; EC et SC, 2000; 2015b; 2015d; SC, 2020). Le DOP, le BBP, le DMP, le DnBP, le DIDP, le DiBP et le DINP sont utilisés dans le matériel électrique et électronique (ECCC et SC, 2020; EC et SC, 2015b; 2015c; 2015d; 2015e; SC, 2020). Les phtalates peuvent également être utilisés dans le secteur automobile (p. ex., le BBP, le DEHP, le DiBP et le DCHP), les encres d'impression (p. ex., le DINP et le BBP) et les préparations pesticides (p. ex., le BBP) (ECCC et SC, 2020; EC et SC, 2015d; SC, 2020). Enfin, certains phtalates, y compris le BBP, le DEHP, le DIDP et le DMP, peuvent être présents dans les matériaux d'emballage des aliments (ECCC et SC, 2020; EC et SC, 2015c; 2015e; SC, 2020). 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 source naturelle connue de phtalates et les rejets dans l'environnement découlent d'activités anthropiques (ECCC et SC, 2020). Ces rejets peuvent se produire pendant la fabrication, le traitement, le transport et le stockage des phtalates ainsi que pendant la production, l'utilisation et l'élimination des produits qui en contiennent (ECCC et SC, 2020). 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 offerts aux consommateurs (ECCC et SC, 2020; EC et SC, 2015d).

Les phtalates ont été détectés dans les aliments, l'eau, l'air, les sols et la poussière (Clark, 2003; ECCC et SC, 2020). 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 offerts aux consommateurs (SC, 2020). D'autres sources d'exposition potentielles sont le lait maternel et la mise à la bouche de jouets et d'articles pour enfants (ECCC et SC, 2020).

Chez l'animal de laboratoire, les phtalates sont rapidement absorbés après une exposition par voie orale, alors que leur absorption est généralement lente après une exposition par voie cutanée (ATSDR, 1995; 1997; 2001). Les diesters phtaliques sont convertis en leur monoester correspondant dans le tractus gastro-intestinal ou dans la salive avant leur absorption (ATSDR, 1995; 1997; 2001; 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 les matières fécales, soit subir une biotransformation de phase II pour produire des conjugués glucuronide présentant une hydrosolubilité accrue et donc une hausse de l'excrétion urinaire (Hauser et Calafat, 2005; Samandar et coll., 2009). Les monoesters phtaliques se caractérisent généralement par un métabolisme rapide et une courte demi-vie bien que de nombreux facteurs influent sur leur métabolisme et leur excrétion (ATSDR, 1995; 1997; 2001; Hauser et Calafat, 2005). Les phtalates ne se bioaccumulent pas chez l'homme (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 et en reflète une exposition relativement récente (Blount et coll., 2000; Calafat et McKee, 2006).

Chez l'animal de laboratoire, l'exposition à certains phtalates affecte le système reproducteur mâle. D'ailleurs, il a été démontré que l'exposition prénatale aux phtalates, comme le DnBP, le BBP, le DEHP, le DCHP et le DINP, perturbe le développement à médiation androgénique du système reproducteur mâle (David, 2006; EC et SC, 2015b; 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 des phtalates chez le 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 les animaux de laboratoire adultes, bien qu'ils découlent de plus fortes doses (David, 2006; Foster, 2005). Des données probantes issues d'autres études animales indiquent également que les phtalates entraînent des effets nocifs sur les ovaires (EC et SC, 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; EC et SC, 2015b; 2015c; 2015d; 2015e; Howdeshell et coll., 2007; Main et coll., 2006; Wine et coll., 1997).

De nombreuses études démontrent que les humains sont exposés aux phtalates, même avant leur naissance (Becker et coll., 2009; Blount et coll., 2000; Lioy et coll., 2015; Marsee et coll., 2006; NTP-CERHR, 2003a; 2003b; 2003c; 2003d; 2003e; 2003f; 2006; Praveena et coll., 2018; SC, 2018a; 2018b; Silva et coll., 2003; Wittassek et coll., 2011). Après avoir passé en revue 134 études épidémiologiques portant sur les phtalates et leurs effets sur la santé, y compris ceux sur le système endocrinien, la croissance et le développement et la reproduction, ainsi que 125 autres se concentrant sur les effets sur le comportement, le développement neurologique et la fonction cardiovasculaire et sur le stress oxydatif, le cancer du sein, l'obésité, les allergies (inflammation des voies respiratoires et de la peau) et les troubles du métabolisme, Santé Canada a déterminé qu'il n'existe pas suffisamment de données probantes établissant un lien avec les phtalates étudiés (ou leurs métabolites) (SC, 2018a; 2018b). Le Centre international de Recherche sur le Cancer a classé le DEHP dans le groupe 2B, à savoir celui des agents peut-être cancérogènes pour l'homme, et le BBP dans le groupe 3, à savoir celui des agents inclassables quant à leur cancérogénicité pour l'homme (CIRC, 1999; 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) (EC et SC, 1993; 1994a; 1994b; 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 d'établir s'il présente un risque pour la santé humaine. Il ressort d'un rapport ultérieur que le DOP ne présente pas de risque pour la santé humaine (EC et SC, 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 d'établir s'il présente 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 (EC et SC, 2015b; 2015c; 2015d; 2015e). Une évaluation préalable a conclu que les 14 substances du groupe de substances des phtalates (notamment le DMP, le DiBP, le DINP et le DIDP) ne présentent pas un risque pour la santé humaine ou l'environnement selon les critères énoncés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]), mais que le DEHP, déjà évalué dans le cadre du Programme d'évaluation des substances d'intérêt prioritaire, constitue un risque pour l'environnement selon les critères de l'article 64(a) de la LCPE (1999) (Canada, 1999; ECCC et SC, 2020). De plus, une évaluation des risques cumulatifs réalisée au moyen d'une approche prudente par indice de danger de niveau inférieur n'a révélé 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 plus sensibles (les femmes enceintes, les femmes en âge de procréer, les nourrissons et les enfants) (EC et SC, 2015a; ECCC et SC, 2020).

En vertu de la Loi canadienne sur la sécurité des produits de consommation, 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. Le DEHP figure sur la Liste des ingrédients dont l'usage est interdit dans les cosmétiques (SC, 2019).

D'autres études de biosurveillance des concentrations urinaires des métabolites des phtalates ont été réalisées au Canada, notamment l'Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l'environnement (Arbuckle et coll., 2014), l'Initiative de biosurveillance des Premières Nations (APN, 2013) et l'étude CHILD (Canadian Healthy Infant Longitudinal Development) (Navaranjan et coll., 2020).

Les concentrations de 11 métabolites des phtalates (MnBP, MEP, MBzP, MCHP, MEHP, MOP, MiNP, MMP, MCPP, MEHHP et MEOHP) ont été mesurées dans l'urine des participants âgés de 6 à 49 ans du cycle 1 (2007 à 2009) et de ceux âgés de 3 à 79 ans du cycle 2 (2009 à 2011), du cycle 5 (2016 à 2017) et du cycle 6 (2018 à 2019) de l'ECMS. La concentration de MiBP a été mesurée dans l'urine des participants âgés de 3 à 79 ans des cycles 2, 5 et 6 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 a été mesurée dans l'urine des participants âgés de 3 à 79 ans des cycles 5 et 6 de l'ECMS. 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 des phtalates dans l'urine indique une exposition aux phtalates d'origine sans nécessairement entraîner d'effets nocifs.

Références

• APN (Assemblée des Premières Nations) (2013). Initiative de biosurveillance des Premières Nations : Résultats nationaux (2011).  Ottawa (ON) : Assemblée des Premières Nations. [consulté le 18 mai 2021].
• Arbuckle, T.E., Davis, K., Marro, L., Fisher, M., Legrand, M., LeBlanc, A., Gaudreau, E., Foster, W.G., Choeurng, V., et Fraser, W.D., et coll. (2014). Phthalate and bisphenol A exposure among pregnant women in Canada — Results from the MIREC study. Environment International, 68, 55–65.
• ATSDR (Agency for Toxic Substances and disease Registry). (1995). Toxicological Profile for Diethyl Phthalate. U.S. Department of Health and Human Services, Atlanta, GA. [consulté le 4 mars 2021].
• ATSDR (Agency for Toxic Substances and disease Registry). (1997). Toxicological Profile for Di-n-octyl phthalate (DNOP). U.S. Department of Health and Human Services, Atlanta, GA. [consulté le 4 mars 2021].
• ATSDR (Agency for Toxic Substances and disease Registry). (2001). Toxicological Profile for Di-n-butyl Phthalate. U.S. Department of Health and Human Services, Atlanta, GA. [consulté le 4 mars 2021].
• Becker, K., Güen, T., Seiwert, M., Conrad, A., Pick-Fuß, H., Müller, J., Wittassek, M., Schulz, C., et Kolossa-Gehring, M. (2009). GerES IV: Phthalate metabolites and bisphenol A in urine of German children. International Journal of Hygiene and Environmental Health, 212 (6), 685-692.
• Blount, B.C., Silva, M.J., Caudill, S.P., Needham, L.L., Pirkle, J.L., Sampson, E.J., Lucier, G.W., Jackson, R.J., et Brock, J.W. (2000). Levels of seven urinary phthalate metabolites in a human reference population. Environmental Health Perspectives, 108 (10), 979–982.
• Calafat, A.M. et McKee, R.H. (2006). Integrating biomonitoring exposure data into the risk assessment process: Phtalates (diethyl phthalate and di(2-ethylhexyl) phthalate) as a case study. Environmental Health Perspectives, 114 (11), 1783–1789.
• Canada. (1999). Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C. 1999, ch. 33. [consulté le 5 mars 2021].
• Canada. (2010). Règlement sur les phtalates. DORS/2010-298, 10 décembre 2010. [consulté le 5 mars 2021].
• CDC (Centers for Disease Control and Prevention) (2009). Fourth National Report on Human Exposure to Environmental Chemicals. Department of Health and Human Services, Atlanta, GA. [consulté le 5 mars 2021].
• CIRC (Centre international de Recherche sur le Cancer) (1999). IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans – Volume 73: Some Chemicals that Cause Tumours of the Kidney or Urinary Bladder in Rodents and Some Other Substances. Organisation mondiale de la Santé, Genève. [consulté le 5 mars 2021].
• CIRC (Centre international de Recherche sur le cancer) (2013). IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans – Volume 101: Some Chemicals Present in Industrial and Consumer Products, Food and Drinking-water. Organisation mondiale de la Santé, Genève. [consulté le 5 mars 2021].
• Clark, K. (2003). Assessment of critical exposure pathways. Phtalate Esters: Series Anthropogenic Compounds. Springer, Berlin.
• Cosmetic Ingredient Review Expert Panel (2005). Annual review of cosmetic ingredient safety assessment - 2002/2003. International Journal of Toxicology, 24 (Supplement 1) (1–2), 1–102.
• David, R.M. (2006). Proposed mode of action for in utero effects of some phthalate esters on the developing male reproductive tract. Toxicologic Pathology, 34 (3), 209–219.
• David, R.M. et Gans, G. (2003). Summary of mammalian toxicology and health effects of phthalate esters. Phtalate Esters: Series Anthropogenic Compounds. Springer, Berlin.
• ECCC et SC (Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada) (2020). Évaluation préalable - Groupe de substances des phtalates. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement et du Changement climatique. [consulté le 26 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (1993). Liste des substances d'intérêt prioritaire : Rapport d'évaluation – Phtalate de dioctyle. Ottawa (ON) : ministre des Approvisionnements et Services Canada. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (1994a). Liste des substances d'intérêt prioritaire : Rapport d'évaluation – Phtalate de dibutyle. Ottawa (ON) : ministre des Approvisionnements et Services Canada. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (1994b). Liste des substances d'intérêt prioritaire : Rapport d'évaluation – Phtalate de bis (éthyl-2 hexyle). Ottawa (ON) : ministre des Approvisionnements et Services Canada. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (2000). Liste des substances d'intérêt prioritaire - Rapport d'évaluation pour phtalate de butyle et de benzyle. Ottawa (ON) : ministre des Approvisionnements et Services Canada. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (2003). Rapport de suivi sur une substance de la LSIP1 pour laquelle il n'existait pas suffisamment de renseignements permettant de déterminer si elle était « toxique » pour la santé humaine : Phtalate de di-n-octyle. Ottawa (ON) : ministre des Approvisionnements et Services Canada. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (2015a). Approche proposée pour l'évaluation des risques cumulatifs suscités par certains phtalates en vertu du Plan de gestion des produits chimiques. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (2015b). Rapport sur l'état des connaissances scientifiques : Groupe des phtalates – Phtalate de diisononyle – Phtalate de dialkyle en C8-10 ramifié, riches en C9 – Phtalate de diisononyle (PDIN). Numéros de registre du Chemical Abstracts Service 28553-12-0 et 68515-48-0. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (2015c). Rapport sur l'état des connaissances scientifiques : Groupe de substances des phtalates – Esters phtaliques à chaîne longue : Phtalate de diisodécyle (phtalate de diisodécyle, DIDP) et Phtalate de diundécyle (phtalate de diundécyle, DUP). Numéros de registre du Chemical Abstracts Service 26761-40-0, 68515-49-1; 3648-20-2. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (2015d). Rapport sur l'état des connaissances scientifiques : Groupe de substances des phtalates – Esters phtaliques à chaîne moyenne : Numéros de registre du Chemical Abstracts Service 84-61-7; 84-64-0; 84-69-5; 523-31-9; 5334-09-8; 16883-83-3; 27215-22-1; 27987-25-3; 68515-40-2; 71888-89-6. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement. [consulté le 5 mars 2021].
• EC et SC (Environnement Canada et Santé Canada) (2015e). Rapport sur l'état des connaissances scientifiques : Groupe des phtalates – Esters phtaliques à chaîne courte : Acide benzènedicarboxylique-1,2 ester de diméthyle (phtalate de diméthyle [DMP]). Numéro de registre du Chemical Abstracts Service 131-11-3. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement. [consulté le 5 mars 2021].
• Foster, P.M. (2005). Mode of action: Impaired fetal leydig cell function - Effects on male reproductive development produced by certain phthalate esters. Critical Reviews in Toxicology, 35 (8-9), 713–719.
• Frederiksen, H., Skakkebaek, N.E., et Andersson, A.M. (2007). Metabolism of phthalates in humans. Molecular Nutrition and Food Research, 51, 899–911.
• Graham, P.R. (1973). Phthalate ester plasticizers: Why and how they are used. Environmental Health Perspectives, 3, 3–12.
• Gray, L.E. Jr, Ostby, J., Furr, J., Price, M., Veeramachaneni, D.N., et Parks, L. (2000). Perinatal exposure to the phthalates DEHP, BBP, and DiNP, but not DEP, DMP, or DOTP, alters sexual differentiation of the male rat. Toxicological Sciences, 58 (2), 350–365.
• Hannon, P.R. et Flaws, J.A. (2015). The Effects of Phtalates on the Ovary. Frontiers in Endocrinology, 6, 8.
• Hauser, R. et Calafat, A.M. (2005). Phtalates and human health. Occupational and Environmental Medicine, 62 (11), 806–818.
• Howdeshell, K.L., Furr, J., Lambright, C.R., Rider, C.V., Wilson, V.S., et Gray, L.E. Jr (2007). Cumulative effects of dibutyl phthalate and diethylhexyl phthalate on male rat reproductive tract development: Altered fetal steroid hormones and genes. Toxicological Sciences, 99 (1), 190–202.
• Lioy, P.J., Hauser, R., Gennings, C., Koch, H.M., Mirkes, P.E., Schwetz, B.A., et Kortenkamp, A. (2015). Assessment of phthalates/phthalate alternatives in children's toys and childcare articles: Review of the report including conclusions and recommendation of the Chronic Hazard Advisory Panel of the Consumer Product Safety Commission. Journal of Exposure Science and Environmental Epidemiology, 25 (4), 343–53.
• Main, K.M., Mortensen, G.K., Kaleva, M.M., Boisen, K.A., Damgaard, I.N., Chellakooty, M., Schmidt, I.M., Suomi, A.M., Virtanen, H.E., Petersen, D.V., et coll. (2006). Human breast milk contamination with phthalates and alterations of endogenous reproductive hormones in infants three months of age. Environmental Health Perspectives, 114 (2), 270–276.
• Mariana, M., Feiteiro, J., Verde, I., et Cairrao, E. (2016). The effects of phthalates in the cardiovascular and reproductive systems: A review. Environment International 94, 758–776.
• Marsee, K., Woodruff, T.J., Axelrad, D.A., Calafat, A.M., et Swan, S.H. (2006). Estimated daily phthalate exposures in a population of mothers of male infants exhibiting reduced anogenital distance. Environmental Health Perspectives, 114 (6), 805–809.
• Navaranjan, G., Takaro, T.K., Wheeler, A.J., Diamond, M.L., Shu, H., Azad, M.B., Becker, A.B., Dai, R., Harris, S.A., Lefebvre, D.L. et Lu, Z. (2020). Early life exposure to phthalates in the Canadian Healthy Infant Longitudinal Development (CHILD) study: a multi-city birth cohort. Journal of Exposure Science and Environmental Epidemiology, 30 (1), 70-85.
  NRC (National Research Council) (2008). Phtalates and cumulative risk assessment: The tasks ahead. Committee on the Health Risks of Phtalates. The National Academies Press, Washington, DC.
• NTP-CERHR (National Toxicology Program - Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction). (2003a). NTP-CERHR Monograph on the Potential Human Reproductive and Developmental Effects of Di-Isononyl Phthalate (DINP). National Institutes of Health, Research Triangle Park, NC. [consulté le 5 mars 2021].
• NTP-CERHR (National Toxicology Program - Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction). (2003b). NTP-CERHR Monograph on the Potential Human Reproductive and Developmental Effects of Di-Isodecyl Phthalate (DIDP). National Institutes of Health, Research Triangle Park, NC. [consulté le 5 mars 2021].
• NTP-CERHR (National Toxicology Program - Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction). (2003c). NTP-CERHR Monograph on the Potential Human Reproductive and Developmental Effects of Di-n-Butyl Phthalate (DBP). National Institutes of Health, Research Triangle Park, NC. [consulté le 5 mars 2021].
• NTP-CERHR (National Toxicology Program - Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction). (2003d). NTP-CERHR Monograph on the Potential Human Reproductive and Developmental Effects of Butyl Benzyl Phthalate (BBP). National Institutes of Health, Research Triangle Park, NC. [consulté le 5 mars 2021].
• NTP-CERHR (National Toxicology Program - Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction). (2003e). NTP-CERHR Monograph on the Potential Human Reproductive and Developmental Effects of Di-n-Octyl Phthalate (DnOP). National Institutes of Health, Research Triangle Park, NC. [consulté le 5 mars 2021].
• 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. [consulté le 5 mars 2021].
• NTP-CERHR (National Toxicology Program - Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction). (2006). NTP-CERHR Monograph on the Potential Human Reproductive and Developmental Effects of Di(2-Ethylhexyl) Phthalate (DEHP). National Institutes of Health, Research Triangle Park, NC. [consulté le 5 mars 2021].
• Praveena, S.M., Teh, S.W., Rajendran, R.K., Kannan, N., Lin, C., Abdullah, R., et Kumar, S. (2018). Recent updates on phthalate exposure and human health: a special focus on liver toxicity and stem cell regeneration. Environmental Science and Pollution Research, 25 (12), 11333–11342.
• Samandar, E., Silva, M.J., Reidy, J.A., Needham, L.L., et Calafat, A.M. (2009). Temporal stability of eight phthalate metabolites and their glucuronide conjugates in human urine. Environmental Research, 109 (5), 641–646.
• SC (Santé Canada) (2018a). Supporting Documentation: Evaluation of Epidemiologic Studies on Phthalate Compounds and Their Metabolites for Hormonal Effects, Growth and Development and Reproductive Parameters. Ottawa (ON) : ministre de la Santé. Disponible sur demande à l'adresse substances@ec.gc.ca.
• SC (Santé Canada) (2018b) Supporting Documentation: Evaluation of Epidemiologic Studies on Phthalate Compounds and Their Metabolites for Effects on Behaviour and Neurodevelopment, Allergies, Cardiovascular Function, Oxidative Stress, Breast Cancer, Obesity, and Metabolic Disorders. Ottawa (ON) : ministre de la Santé. Disponible sur demande à l'adresse substances@ec.gc.ca.
• SC (Santé Canada) (2019). Liste des ingrédients dont l'usage est interdit dans les cosmétiques. Ottawa (ON) : ministre de la Santé. [consulté le 5 mars 2021].
• SC (Santé Canada) (2020). Phtalates. Ottawa (ON) : ministre de la Santé. [consulté le 5 mars 2021].
• Silva, M.J., Barr, D.B., Reidy, J.A., Malek, N.A., Hodge, C.C., Caudill, S.P., Brock, J.W., Needham, L.L., et Calafat, A.M. (2003). Urinary levels of seven phthalate metabolites in the U.S. population from the National Health and Nutrition Examination Survey (NHANES) 1999-2000. Environmental Health Perspectives, 112 (3), 331–338.
• Wine, R.N., Li, L.H., Barnes, L.H., Gulati, D.K., et Chapin, R.E. (1997). Reproductive toxicity of di-n-butylphthalate in a continuous breeding protocol in Sprague-Dawley rats. Environmental Health Perspectives, 105 (1), 102–107.
• Wittassek, M., Koch, H.M., Angerer, J., et Brüning, T. (2011). Assessing exposure to phthalates – The human biomonitoring approach. Molecular Nutrition and Food Research, 55, 7–31.

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 forme de liquide incolore à température ambiante. Cette substance est également connue sous le nom d'hexahydrophtalate de diisononyle, entre autres synonymes. Le DINCH commercial est produit par hydrogénation catalytique de l'anneau aromatique du phtalate de di-isononyle (DINP) et se compose d'isomères cis (environ 90 %) et trans (Bhat et coll., 2014; Koch et coll., 2013; SCENIHR, 2016). Le DINCH est utilisé en substitution de plastifiants à base de phtalates à chaîne moyenne de haut poids moléculaire, comme le DINP et le phtalate 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). Il est également utilisé comme plastifiant et agent antichoc dans les polystyrènes destinés aux jouets, aux matériaux en contact avec les denrées alimentaires et aux dispositifs médicaux (Bhat et coll., 2014; Koch et coll., 2013; NICNAS, 2012).

Le DINCH, qui n'existe pas à l'état naturel dans l'environnement, y est libéré à partir de sources anthropiques. Il peut s'introduire dans l'environnement au cours de la fabrication de produits et par la dégradation de produits et de matériaux d'emballage. Le DINCH a une pression de vapeur (volatilité) et une hydrosolubilité très faibles, ce qui explique sa présence peu fréquente dans l'air ou dans l'eau (NICNAS, 2012). La population générale peut être exposée au DINCH par contact cutané avec des produits comme les jouets en plastique et les revêtements des sièges de voiture, par voie orale par le biais de matériaux en contact avec les aliments ou les 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). En raison de son usage limité dans les produits offerts aux consommateurs et de sa faible libération de la matrice polymère lorsqu'utilisé comme plastifiant, l'exposition au DINCH par l'utilisation de produits 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).

Les études chez l'animal de laboratoire ont indiqué que le DINCH est rapidement absorbé après son ingestion, alors qu'aucune donnée n'a pu être relevée concernant son absorption cutanée (Bhat et coll., 2014; SCENIHR, 2016). Une étude a mis en évidence l'absorption rapide mais saturable du DINCH après une exposition par voie orale, sa biodisponibilité étant inversement proportionnelle à la dose (SCENIHR, 2016). Les études portant sur des animaux exposés par voie orale indiquent qu'une fois absorbé le DINCH est distribué dans tout l'organisme (Bhat et coll., 2014; ECHA, 2016; SCENHIR, 2016). Chez des volontaires à qui du DINCH a été administré par voie orale, plus de 85 % de la dose administrée a été éliminée sous forme d'acide cis-cyclohexane-1,2-dicarboxylique (CHDA) en 70 heures après hydrolyse et environ 14 % sous forme d'OH-MINCH (Völkel et coll., 2016). Chez les animaux exposés au DINCH par voie orale, le DINCH a été hydrolysé en ester de 1,2-(cyclohexane-dicarboxylate)-mono-4-méthyloctyle (MINCH), puis en CHDA, son métabolite prédominant dans l'urine (Bhat et coll., 2014; Koch et coll., 2013). Des métabolites secondaires peuvent aussi être formés dans l'urine sous forme de monoesters oxydés dont l'hydroxy-MINCH, l'oxo-MINCH et le carboxy-MINCH (Bhat et coll., 2014; Völkel et coll., 2016). Dans les études chez l'animal de laboratoire, le DINCH a été éliminé sous forme inchangée principalement dans les matières fécales en moins de 48 heures et, dans une moindre mesure, sous forme de métabolites dans l'urine au cours de la même période. L'excrétion du DINCH radiomarqué et de ses métabolites représente environ 90 % de la dose administrée (Bhat et coll., 2014).

Chez l'animal de laboratoire, l'exposition aiguë au DINCH par voie cutanée ou oculaire ne s'est pas montrée irritante et n'a entraîné aucune sensibilisation cutanée. Les études chez l'animal de laboratoire ont mis en évidence la faible toxicité du DINCH après une exposition aiguë, de courte durée ou subchronique par ingestion. L'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 portant sur deux générations d'animaux n'a signalé aucun effet nocif sur la reproduction ou le développement (Bhat et coll., 2014). 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. Le DINCH n'est pas considéré comme étant génotoxique ni 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 CHDA) ont été mesurées dans l'urine des participants âgés de 3 à 79 ans du cycle 5 (2016 à 2017) et du cycle 6 (2018 à 2019) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé. Les données de ces cycles 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 indiquer une exposition récente au DINCH sans nécessairement entraîner d'effets nocifs.

Références

• Bhat, V.S., Durham, J.L., Ball, G.L., et English, J.C. (2014). Derivation of an oral reference dose (RfD) for the nonphthalate alternative plasticizer 1,2-cyclohexane dicarboxylic acid, di-isononyl ester (DINCH). Journal of Toxicology and Environmental Health, Part B, 17(2) 63–94.
• 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.
• ECHA (Agence européenne des produits chimiques) (2016). Analysis of the most appropriate risk management option (RMOA): 1,2-cyclohexanedicarboxylic acid, diisononyl ester (DINCH®). [consulté le 5 mars 2021].
• Koch, H.M., Schütze, A., Pälmke, C., Angerer, J., et Brüning, T. (2013). Metabolism of the plasticizer and phthalate substitute diisononyl-cyclohexane-1,2-dicarboxylate (DINCH®) in humans after single oral doses. Archives of Toxicology, 87(5), 799–806.
• 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 5 mars2021].
• SCENIHR (Comité scientifique des risques sanitaires émergents et nouveaux) (2016). Opinion on the safety of medical devices containing DEHP-plasticized PVC or other plasticizers on neonates and other groups possibly at risk (2015 update). Publié en février 2016. [consulté le 5 mars 2021].
• Völkel, W., Kiranoglu, M., Dettbarn, G., John, A., Jessel, S., Seidel, A., et Fromme, H. (2016). Urinary toxicokinetics of di-(isononyl)-cyclohexane-1,2-dicarboxylate (DINCH®) in humans following single oral administration. Toxicology Letters, 248, 16–24.

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 forme de liquide clair à température ambiante. Cette substance est également connue sous le nom de diisobutyrate de 1-isopropyl-2,2-diméthyltriméthylène, entre autres synonymes. Le TXIB commercial est couramment produit par 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, qui n'existe pas à l'état naturel dans l'environnement, y est libéré à partir de sources anthropiques. Le TXIB a une volatilité et une hydrosolubilité modérées, ce qui explique sa présence dans l'air ou dans l'eau, bien qu'il soit susceptible de se volatiliser à partir de la surface de l'eau (CIR, 2017). La population générale peut être exposée au TXIB par contact cutané avec des produits offerts aux consommateurs comme les cosmétiques, étant donné que le TXIB utilisé comme plastifiant peut être libéré de la matrice polymère. L'exposition peut également survenir par inhalation d'air intérieur ou de poussière ou, comme semble indiquer la recherche, par voie orale du fait de sa migration à partir des biberons (Onghena et coll., 2016; Simoneau et coll., 2012).

La toxicocinétique du TXIB et ses effets sur la santé ont été peu étudiés chez l'homme. Les études chez l'animal de laboratoire ont montré un niveau d'absorption élevé du TXIB après son ingestion, alors qu'aucune donnée n'a pu être relevée concernant son absorption cutanée (CIR, 2017). Les études animales ont indiqué que le TXIB est peu distribué dans l'organisme après son absorption. Chez les animaux exposés au TXIB par ingestion, le TXIB est hydrolysé en monoisobutyrate de 2,2,4-triméthyle-1,3-pentanediol (TMPD) (CIR, 2017). L'excrétion du TXIB après métabolisation représente 95 à 99 % de la dose administrée. Il est principalement excrété dans l'urine en moins de 72 heures et, dans une moindre mesure, dans les matières fécales pendant environ une semaine (CIR, 2017). Les 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). Le TXIB est excrété inchangé et sous forme de métabolite TMPD et son monoester dans les matières fécales (CIR, 2017; ECHA, 2021).

Les études chez l'animal de laboratoire ont mis en évidence la faible toxicité du TXIB après une exposition aiguë par ingestion (entraînant une faiblesse modérée et une certaine vasodilatation), alors que l'exposition subchronique 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 subchronique 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). Les 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 ne s'est pas révélé génotoxique dans les essais sur des bactéries ni dans les cellules de mammifères, alors qu'aucune étude de cancérogénicité ou chronique n'a pu être relevée (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 énoncés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (Canada, 1999; ECCC, 2019). Le TXIB est également présent dans les produits 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) ont été mesurées dans l'urine des participants âgés de 3 à 79 ans du cycle 5 (2016 à 2017) et du cycle 6 (2018 à 2019) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé. Les données de ces cycles 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 indiquer une exposition récente au TXIB sans nécessairement entraîner d'effets nocifs.

Références

• Canada (1985). Loi sur les aliments et drogues. L.R.C. 1985, ch. F-27. [consulté le 5 mars 2021].
• Canada (1999). Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C. 1999, ch. 33. [consulté le 5 mars 2021].
• CIR (Cosmetic Ingredient Review) (2017). Safety assessment of monoalkylglycol dialkyl acid esters as used in cosmetics. Washington, DC. [consulté le 5 mars 2021].
• ECCC (Environnement et Changement climatique Canada) (2019). Liste des substances pour la troisième phase du PGPC (2016-2021) : mise à jour de juillet 2019. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement et du Changement climatique. [consulté le 5 mars 2021].
• ECHA (Agence européenne des produits chimiques) (2001). 1-isopropyl-2,2-dimethyltrimethylene diisobutyrate, CAS RN 6846-50-0. Industry Submission to ECHA. [consulté le 5 mars 2021].
• ECHA (Agence européenne des produits chimiques) (2021). Isobutyric acid, monoester with 2,2,4-trimethylpentane-1,3-diol. [consulté le 5 mars 2021].
• OCDE (Organisation de coopération et de développement économiques) (1995). (SIDS) Initial Assessment Report on 2,2,4-Trimethyl-1,3-pentanediol diisobutyrate, CAS N°:6846-50-0. Williamsburg, VA, USA.
• Onghena, M., Negreira, N., Van Hoeck, E., Quirynen, L., Van Loco, J., et Covaci, A. (2016). Quantitative Determination of Migrating compounds from Plastic Baby Bottles by Validated GC-QqQ-MS and LC-QqQ-MS Methods. Food Analytical Methods 9, 2600–2612.
• Simoneau, C., Van den Eede, L., et Valzacchi, S. (2012) Identification and quantification of the migration of chemicals from plastic baby bottles used as substitutes for polycarbonate, Food Additives & Contaminants: Part A, 29 (3), 469-480.
• Törmäkangas, O.P. et Koskinen, A.M.P. (2001). Fast Aldol-Tishchenko reaction utilizing 1,3-diol monoalcoholates as the catalysts. Organic Process Research and Development 5(4), 421–425.

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 forme de 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 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 matériaux d'étanchéité dans le secteur du transport, et comme lubrifiant et additif de lubrifiant (CIR, 2015; ECCC et SC, 2019).

Le TEHT, qui n'existe pas à l'état naturel dans l'environnement, y est libéré à partir de sources anthropiques (ECCC et SC, 2019). Le TEHT a une pression de vapeur (volatilité) et une hydrosolubilité très faibles, ce qui explique sa présence peu fréquente dans l'air ou dans l'eau (ECCC et SC, 2019). La population générale peut être exposée au TEHT par contact cutané avec des produits offerts aux consommateurs, dont les cosmétiques, et par ingestion de poussière (CIR, 2015; ECCC et SC, 2019). En raison de sa faible libération de la matrice polymère lorsqu'utilisé comme plastifiant, l'exposition au TEHT par l'utilisation 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 (ECCC et SC, 2019). L'exposition au TEHT par inhalation est peu préoccupante en raison de sa très faible volatilité (ECCC et SC, 2019).

La toxicocinétique du TEHT et ses effets sur la santé ont été peu étudiés chez l'homme. Les études chez l'animal de laboratoire ont montré sa faible absorption après une exposition par voie cutanée (< 1 %) (CPSC, 2018). Chez les animaux ayant reçu une dose par voie intraveineuse, le TEHT est principalement distribué dans le foie, les poumons et la rate (OCDE, 2002). Chez les animaux exposés par ingestion, le TEHT est hydrolysé, puis éliminé en deux phases sous forme de métabolites, 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 (75 %) et, dans une moindre mesure, dans l'urine (16 %) sous forme de produits d'hydrolyse et dans le CO₂ expiré (environ 2 %). Les produits d'hydrolyse dans les matières fécales sont le trimellitate de mono(2-éthylhexyle), le trimellitate de di(2-éthylhexyle) et des métabolites polaires non identifiés; les métabolites détectés dans l'urine sont le trimellitate de mono(2-éthylhexyle), l'alcool 2-éthylhexylique, l'acide 2-éthylhexanoïque et la 2-heptanone (CIR, 2015).

Les études chez l'animal de laboratoire ont mis en évidence la faible toxicité du TEHT après une exposition aiguë par ingestion, alors qu'une exposition chronique par ingestion a provoqué une hépatomégalie et 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 est associé à une toxicité pour le système reproducteur mâle chez l'animal de laboratoire, une diminution dose-dépendante du poids des testicules et du nombre de spermatocytes et de spermatides ayant été observée (CPSC, 2018; ECCC et SC, 2019; OCDE, 2002). Le TEHT n'est pas considéré comme étant génotoxique et ne devrait pas être cancérogène (ECCC et SC, 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 énoncés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE [1999]) (Canada, 1999; ECCC et SC, 2019). Cette évaluation a conclu que le TEHT ne remplit pas les critères permettant de le considérer comme toxique en vertu de la LCPE (1999). Le TEHT est également présent dans les produits 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]) ont été mesurées dans l'urine des participants âgés de 3 à 79 ans du cycle 5 (2016 à 2017) et du cycle 6 (2018 à 2019) de l'Enquête canadienne sur les mesures de la santé. Les données de ces cycles 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 indiquer une exposition récente au TEHT sans nécessairement entraîner d'effets nocifs.

References

• Canada (1985). Loi sur les aliments et drogues. L.R.C. 1985, ch. F-27. [consulté le 4 mars 2021].
• Canada (1999). Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C. 1999, ch. 33. [consulté le 4 mars 2021].
• CIR (Cosmetic Ingredient Review) (2015). Safety assessment of trialkyl trimellitates as used in cosmetics. Final report. Washington, DC. [consulté le 4 mars 2021].
• CPSC (U.S. Consumer Product Safety Commission) (2018). Toxicity Review for Trioctyltrimellitate (TOTM). University of Cincinnati. [consulté le 16 mars 2021].
• ECCC et SC (Environnement et Changement climatique Canada et Santé Canada) (2019). Évaluation préalable – groupe des trimellitates. Ottawa (ON) : ministre de l'Environnement et du Changement climatique. [consulté le 4 mars 2021].
• OCDE (Organisation de coopération et de développement économiques) (2002). (SIDS) Initial Assessment Report for Tris(2-ethylhexyl)benzene-1,2,4-tricarboxylate (CAS No. 3319-31-1). [consulté le 4 mars 2021].
• SCENIHR (Comité scientifique des risques sanitaires émergents et nouveaux) (2016). Opinion on the safety of medical devices containing DEHP-plasticized PVC or other plasticizers on neonates and other groups possibly at risk (2015 update). [consulté le 4 mars 2021].
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