Identification

Numero CAS

7439-92-1

Nom scientifique (FR)

Plomb

Nom scientifique (EN)

Lead

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

lead ; Olow ; Plomo

Code EC

231-100-4

Code SANDRE

1382

Numéro CIPAC

-

Formule chimique brute

\(\ce{ Pb }\)

Code InChlKey

WABPQHHGFIMREM-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

[Pb]

Familles

Classification CLP

Type de classification

Harmonisée

ATP insertion

ATP09

Description de la classification

Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP

Mentions de danger
Mention du danger - Code H360Fd
Mention du danger - Texte Peut nuire à la Fertilité. Peut nuire au fœtus.
Classe(s) de dangers Toxicité pour la reproduction
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Généralités

Poids moléculaire

207.20 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Densité 11.34 - UE (2011) p.66
Point d'ébullition 1740 °C
de 1725 à 1770 °C
INERIS (2016) p.176
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 0.73 - Calcul US EPA (2011)
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Bibliographie

Matrices

Atmosphère

Les composés inorganiques du plomb ne sont pas volatils.

Milieu eau douce

La plupart des composés inorganiques du plomb (II) sont peu solubles ou insolubles dans l'eau (c'est par exemple le cas de PbS, PbCO3, PbSO4), les composés halogénés du plomb (chlorure, bromure) ou les acétates de plomb étant plus solubles (Bodek et al., 1988). Dans le milieu aquatique, le plomb a tendance à être éliminé de la colonne d'eau en migrant vers les sédiments par (1) adsorption sur la matière organique et les minéraux d'argile, (2) précipitation comme sel insoluble (carbonate, sulfate ou sulfure) et (3) réaction avec les ions hydriques et les oxydes de manganèse, mais la quantité de plomb restant en solution sera fonction du pH (HSDB, 2000).

Milieu terrestre

La mobilité du plomb dans le sol est très faible, il a ainsi tendance à s'accumuler dans les horizons de surface (et plus précisément dans les horizons riches en matière organique). Cela s'explique par la grande affinité de la matière organique vis à vis du plomb. Cela est valable pour le plomb naturel mais également pour le plomb anthropique, et spécialement pour des sols ayant au moins 5 % de matière organique et un pH supérieur à 5.

La formation de sulfure de plomb, forme très insoluble, explique également l'accumulation du plomb en surface des sols. L'affinité du plomb pour l'argile est également importante, il peut également être adsorbé par des oxydes de manganèse du sol (Adriano, 1986). Les facteurs affectant la mobilité et la biodisponibilité du plomb dans les sols sont donc le pH, la texture du sol (surtout la teneur en argile) et la teneur en matière organique.

Dans certains cas très particuliers, il a été montré que le plomb peut migrer vers les couches profondes du sol ; par exemple, lors de l'application de fortes quantités de boues (il y a alors production de complexes organo-métalliques solubles ou plus vraisemblablement un processus d'entraînement particulaire ; Juste et al., 1995) ou alors dans le cas de sols forestiers très acides (il y a alors migration avec la matière organique ; Baize, 1997). Le processus d'entraînement des particules du sol par des vers de terres ou d'autres organismes, ou la translocation dans les racines des plantes pourrait également expliquer la migration du plomb dans les couches profondes du sol (Adriano, 1986).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 13.22 L.kg-1 Calcul US EPA (2011)
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Persistance

Biodégradabilité

Non pertinent

Dégradabilité abiotique

Le plomb existe sous les états d'oxydation 0, +2 et +4, mais dans l'environnement, il est principalement sous l'état +2. Le degré +4 n'existe que dans des conditions extrêmement oxydantes, rarement rencontrées dans l'environnement. Le degré +2 est stable dans pratiquement toutes les conditions environnementales. Le plomb est rarement sous sa forme élémentaire (Bodek et al., 1988 ; Kabata-Pendias et Pendias, 1992). Le sulfure de plomb est la principale forme présente dans l'environnement (Bodek et al., 1988).

Dans les sols aérobies, la dégradation des composés du plomb très solubles conduit à la formation de composés plus stables comme Pb3(CO3)2(OH)2. Dans les sols anaérobies, la réduction de SO42- en S2- conduit à la formation de PbS, composé très insoluble et non réactif (Adriano, 1986).

Dans l'atmosphère, le plomb inorganique est principalement sous forme particulaire. Les principales formes du plomb (inorganique) dans l'air sont des carbonates, des oxycarbonates, des oxydes et des sulfates.

Dans le milieu aquatique, le plomb sous forme dissoute forme des complexes avec des ligands tels que HCO3-, CO32-, OH-, (OH-)2 en eau douce et tel que Cl-, CO32-, OH-, (OH-)2 ,Cl2, Cl3- en eau de mer. Il peut également se complexer avec des sulfates. La précipitation (pour des pH assez élevés), la sorption (adsorption sur des matières particulaires et sur sédiment) sont également des phénomènes importants. Le plomb dans les rivières est principalement sous forme de particules en suspension (HSDB, 2000).

Dans le sol, pendant la lixiviation, le sulfure de plomb est lentement oxydé et peut former des sulfates et s'incorporer dans des minéraux d'argile, des oxydes de fer ou de manganèse et la matière organique. Pour des pH du sol élevés, le plomb peut précipiter sous forme d'hydroxyde, phosphate ou carbonate, ou alors former des complexes Pb-organiques qui sont assez stables (Kabata-Pendias et Pendias, 1992).

Le plomb inorganique pourrait subir des réactions de méthylation, dans certaines conditions (Adriano, 1986 ; HSDB, 2000 ; Kabata-Pendias et Pendias, 1992).

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

De nombreuses données sur la bioaccumulation (BCF, BAF) sont disponibles dans le « Voluntary European Union Risk Assessment Report, VRAR » qui a été élaboré par le « Lead Development Association International » et examiné par le « Scientific Committe on Health and Environmental Risks » (SCHER, 2009). Un récapitulatif des valeurs de BCF est rapporté dans le Tableau ci dessous

Valeur minimale

Valeur médiane

Valeur moyenne

Valeur maximale

Nombre total de données

Poissons

5

44

217

1322

13

Crustacés

110

650

1257

8000

11

Mollusques

110

354

598

2500

11

McGeer et al. (2003) ont démontré l’existence d’une relation négative entre la concentration de Pb dans l’eau et les valeurs de BCF et de BAF déterminés. Il apparait que les organismes d’eau douce peuvent réguler leur concentration interne de Pb, ce qui, avec la biodisponibilité, peut expliquer la variabilité des données.

L’ensemble des valeurs de BCF est cité dans le « Voluntary European Union Risk Assessment Report »  et examiné par le « Scientific Committe on Health and Environmental Risks » (SCHER, 2009). L’ensemble du dossier VRAR est disponible sur le site de l’ECHA : http://echa.europa.eu/web/guest/voluntary-risk-assessment-reports-lead-and-lead-compounds

Organismes aquatiques
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
Bioaccumulation BCF 1153 -
crustacés - 90éme-percentile de 11 valeurs
UE (2011) p.66
Bioaccumulation BCF 2279 -
mollusques - 90éme-percentile de 16 valeurs
UE (2011) p.66
Bioaccumulation BCF 405 -
poisson - 90ème-percentile de 39 valeurs
UE (2011) p.66
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Organismes terrestres

Bioaccumulation du plomb dans les végétaux

Le plomb est absorbé passivement par les racines et est rapidement immobilisé dans les vacuoles des cellules racinaires ou retenu par les parois des cellules de l'endoderme. Son accumulation depuis le sol est assez limitée (Alloway, 1995). Le phénomène de translocation vers les parties aériennes des plantes est faible (Kabata-Pendias et Pendias, 1992).

La voie aérienne est également une voie d’exposition du plomb par les plantes. Mais les avis concernant l'absorption par pénétration foliaire divergent dans la littérature. Néanmoins, certaines études auraient montré qu'une grande partie du plomb déposé par voie atmosphérique sur les plantes peut être éliminé par lavage puisqu'il a peu pénétré dans la plante, (à cause d'une forte 

rétention par les membranes cuticulaires fonctionnant comme une barrière efficace) (Juste et al., 1995 ; Kabata-Pendias et Pendias, 1992).

La quantité de matière organique présente dans le sol et le pH du sol ont une certaine influence sur l'absorption du plomb par les plantes. Bien qu'il ait été démontré que l'addition de matière organique au sol diminue la disponibilité du plomb pour les plantes, la décomposition éventuelle des composés organiques peut entraîner le relargage du plomb dans la solution du sol et donc favoriser l'accumulation du plomb par les racines. En plus de l'impact de la matière organique, il a été démontré que la modification du pH du sol par épandage de chaux ou d'engrais phosphaté diminue la quantité de plomb absorbée par les plantes (Adriano, 1986). Le potentiel redox du sol aurait également un effet sur le prélèvement du plomb par les racines.

Facteur de bioconcentration du plomb depuis les sols

L'INERIS recommande de consulter la Base de données sur les teneurs en éléments traces métalliques de plantes potagères - BAPPET V1.2[1] (ADEME, INERIS, CNAM, INP, ENSAT, ISA, INRA, 2012). La base indique des concentrations en plomb dans les végétaux et dans des sols, permettant de calculer un BCF ; pour certaines données, les concentrations dans d’autres milieux environnementaux (eau, air) sont également renseignées. Pour le plomb, 2050 couples de données végétaux-sol sont actuellement disponibles.

Lors de l’interrogation de la base de données, il est possible de choisir les modalités de certains paramètres (paramètres liés à la plante, au sol, au contexte environnemental, à l’origine de la pollution, au type expérimental, etc.) afin de se rapprocher des conditions propres à la situation étudiée.

Il appartient à l’utilisateur averti de sélectionner les données qui lui apparaîtront pertinentes eu égard à son cas d’étude. Ce travail est facilité par la mise en place du filtre de sélection. Les auteurs de la base de données attirent cependant l’attention des utilisateurs sur le travail d’analyse critique des résultats qu’ils doivent mener pour exploiter ces données. Dans ce sens, il est recommandé aux utilisateurs de consulter les informations sur le contexte environnemental accompagnant les données de contamination des plantes et notamment l’origine de la contamination (ces informations sont présentes dans les fiches de renseignement). La variabilité des concentrations des ETM pour une même espèce végétale, cultivée dans des conditions apparemment similaires, peut être importante. Il convient donc de ne pas extraire une ou quelques données et de ne pas utiliser uniquement la moyenne de l’ensemble des données sélectionnées, ce qui aboutirait inévitablement à masquer cette variabilité et à une estimation peu fiable de la contamination des plantes.

 

[1] Cette base regroupe sur un support unique des informations documentaires relatives à la contamination des plantes potagères par les éléments traces métalliques (ETM)[1], dont le plomb, issues principalement des publications scientifiques récentes. Elle est gratuite et téléchargeable sur le site http://www.ademe.fr/base-donnees-teneurs-elements-traces-metalliques-plantes-potageres-bappet-presentation-notice-dutilisation et fonctionne sur ACCESS 2003 et 2007.

Bibliographie

Introduction

L'ensemble des informations et des données toxicologiques proviennent de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (Cézard et Haguenoer, 1992 ; IARC, 1989, 2006 ; INSERM, 1999 ; Lauwerys, 1998; INRS, 2006 ; ATSDR, 2007 ; Santé Canada, 2011). Les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche.

Toxicocinétique

Chez l'homme

Absorption

Le plomb existe majoritairement sous la forme inorganique (Pb2+ et ses composés), par opposition à sa forme organique (essentiellement tétraalkyl de plomb)… Les connaissances dans ce domaine ne peuvent qu’être très partiellement corrélées aux données toxicologiques. Elles sont, en effet, obtenues à partir d’études expérimentales et épidémiologiques qui ne mentionnent que rarement la ou les formes chimiques du plomb mises en cause. Sauf indications particulières, les données toxicologiques présentées dans ce paragraphe concernent le plomb et ses dérivés inorganiques sans référence à la spéciation.

Le plomb pénètre dans l’organisme essentiellement par voie digestive et par voie pulmonaire.

Inhalation

L’absorption pulmonaire peut jouer un rôle important pour les expositions professionnelles ou pour les personnes vivant sous les rejets atmosphériques d’entreprises polluantes.

Le plomb atmosphérique peut exister sous forme de vapeurs ou de particules. Les vapeurs après migration jusqu’aux alvéoles pulmonaires, passent dans le sang. Les particules métalliques les plus grosses sont éliminées des voies respiratoires hautes par le tapis muco-ciliaire puis dégluties. Les plus fines (< 5 µm) diffusent à travers la muqueuse des voies aériennes profondes et passent dans le sang (Botta et al., 1976). Le taux de déposition des particules inhalées est de l’ordre de 30 à 50 % et dépend de la taille des particules et de la ventilation pulmonaire (Friberg et al., 1986). La solubilité des particules influe sur leur résorption et la demi-vie dans le poumon est de 6 à 12 heures. Les résultats de l’étude de Thompson, 1971 ont montré que 20 à 30 % du plomb inhalé étaient absorbés. Un individu respirant 1 µg Pb.m-3 d’air voit son taux sanguin de plomb augmenter de 3 à 20 µg.L-1 (Azar et al., 1975 ; Griffin et al., 1975).

Voie orale

Par voie digestive, les sources d’exposition environnementales sont les aliments (les légumes, le lait, l’eau, les boissons) et également les écailles de peinture, les poussières présentes en milieu domestique et les poussières présentes en milieu extérieur sur le sol ingérées particulièrement par les jeunes enfants (2 à 3 ans) par portage main-bouche. La biodisponibilité du plomb dans le tractus intestinal dépend de sa solubilité. Pour être absorbé, il doit, en effet, être transformé en sel hydrosoluble. Le transport du plomb à travers la membrane intestinale est actif, la diffusion passive représente moins de 20 % du flux total quelle que soit la concentration intraluminale.

Plusieurs auteurs s’accordent à donner des taux d’absorption par voie orale chez l’adulte compris entre  5 et 10 % pour des consommations journalières de 0,1 à 0,4 mg (DeMichele, 1984 ; Hursh et Suomela, 1968 ; Nriagu, 1978). Chez l’enfant, les taux d’absorption digestive sont beaucoup plus élevés que chez l’adulte. Ils sont de l’ordre de 20 % chez les enfants âgés d’une dizaine d’années et voisins de 50 % chez les enfants de moins de 2 ans (DeMichele, 1984 ; Ziegler et al., 1978).

De nombreux facteurs favorisent l’absorption du plomb : la vitamine D, un régime riche en graisses, les carences en fer, les régimes pauvres en calcium, phosphore, zinc, vitamine B1, magnésium et fibres végétales (DeMichele, 1984 ; Ito et al., 1987).

Voie cutanée

L’absorption cutanée est négligeable, sauf pour le plomb organique qui est très liposoluble (Botta et al., 1976). Des tests in vitro réalisés sur de la peau humaine ont permis de classer différents composés du plomb selon leur taux d’absorption par ordre décroissant : de plomb tétrabutyl > naphténate de plomb > acétate de plomb > oxyde de plomb (indétectable) (Bress et Bidanset, 1991). Pour une application de crème ou de solution contenant de l’acétate de plomb (en thérapeutique antivénérienne) (9 nmol.kg-1 ou 6 nmol.L-1) pendant 12 heures chez 8 volontaires sains, les travaux de Moore ont montré que le taux d’absorption de l’acétate de plomb était compris entre 0 et 0,3 % (Moore et al., 1980).


Distribution

Après absorption pulmonaire ou digestive, le plomb passe dans le sang où il se répartit entre une forme fixée aux hématies (au moins 95 %) non diffusible et une forme plasmatique fixée sur l’albumine qui sera stockable dans les tissus ou éliminée dans les urines (Alessio et al., 1978 ; Baloh, 1974 ; Ong et Lee, 1980). Le plomb sanguin représente environ 2 % du stock total de l’organisme et sa demi-vie chez l’adulte est en moyenne de 20 à 30 jours (Nilsson et al., 1991 ; Rabinowitz et al., 1976). Il correspond à un équilibre entre le plomb absorbé, le plomb stocké et le plomb éliminé par voie urinaire (Cézard et Haguenoer, 1992). Dans certains cas particuliers, comme chez le très jeune enfant, la part qui revient à l’absorption sera plus importante dans cet équilibre. Chez les personnes âgées, la femme enceinte ou en cas de maladies osseuses de sujets ayant été exposés, le plomb sanguin reflètera majoritairement la désorption du plomb stocké (INSERM, 1999). Ceci explique, au moins en partie, que la demi-vie du plomb sanguin a été estimée à 10 mois chez les enfants, ce qui les expose à un risque important d’intoxication par ingestion (Mushak, 1993). En utilisant le dosage des isotopes stables du plomb, une étude a montré chez l’homme faiblement contaminé (10 à 60 µg.L-1) et avec des taux osseux faibles (0,6 à 7 µg Pb.g-1), que le squelette contribue pour 40 à 70 % du plomb sanguin (Smith, 1996).

Les sels de plomb se fixent donc dans les différents tissus et en particulier au niveau de l’os où ils entrent en compétition avec les ions calcium (Ca2+) et sont majoritairement stockés (80 à 90 % du plomb total ; Wedeen, 1988). Cela peut représenter un total de 40 à 50 mg pour un individu soumis à une exposition environnementale, et plus de  200 mg dans le cas d'exposition professionnelle (Drasch et al., 1987 ; Wittmers et al., 1988). Indépendamment de l'activité professionnelle, les quantités de plomb accumulées sont en moyenne plus élevées chez l'homme que chez la femme (Yoshinaga et al., 1989).

La demi-vie du plomb osseux est très différente selon qu'il est présent dans l'os trabéculaire (2,4 ans) ou l'os cortica (Les os trabéculaire et cortical correspondent respectivement aux parties centrale et périphérique de l’os) l(en moyenne 9,5 ans et est très variable selon les os) (Christoffersson et al., 1986 ; Nilsson et al., 1991). Dans la mesure où 75 % du plomb se retrouvent dans l'os cortical, le relargage du plomb dans le sang et les tissus mous est un phénomène très lent, essentiellement lié à la résorption osseuse physiologique.

Les échanges pour le plomb fixé sur les tissus mous (reins, moelle osseuse, foie, rate, cerveau) sont plus rapides, et sa demi-vie y est d’environ 40 à 60 jours. Par ingestion, la fixation du plomb au niveau du foie et des reins est trois fois plus importante que par inhalation (Barthelemy et al., 1975). Les autopsies réalisées sur des salariés ont révélé une accumulation du plomb, par ordre décroissant, dans le foie, les reins, les poumons, le cerveau (Gerhardsson et al., 1995). L’accumulation sélective du plomb dans certaines zones du cerveau (hippocampe amygdale (noyau amygdalien ou amygdale cérébelleuse), plexus choroïdes (Réseau de capillaires situé dans les ventricules cérébraux et formant le liquide céphalorachidien)) et du cortex rénal a pu être observée chez l’homme (Amdur et al., 1996).

Le plomb s’accumule également dans les dents, les ongles et les cheveux. L’utilisation des dents de lait comme marqueurs rétrospectifs de l’exposition cumulée au plomb chez les enfants a progressivement été abandonnée dans les enquêtes épidémiologiques. Les derniers travaux semblent montrer que le plomb présent dans la dentine est davantage lié aux expositions précédant la chute de la dent de lait, et seul le taux sanguin à 57 mois peut être corrélé au taux de plomb de la dentine (Rabinowitz et al., 1993).

Le plomb passe facilement la barrière placentaire par simple diffusion et l’exposition prénatale constitue un risque important d’imprégnation du plomb par les nouveau-nés. Plusieurs études ont en effet montré qu’à la naissance, les plombémies maternelles et fœtales sont fortement corrélées (Goyer, 1990). En règle générale, les teneurs dans le lait maternel sont supérieures à celles mesurées dans le plasma de la mère, probablement en raison d’une mobilisation du plomb stocké dans les os liée aux besoins augmentés en calcium (Lagerkvist et al., 1996 ; Gulson et al., 1997).

Dans des situations particulières (grossesse, allaitement, ménopause) les modifications du métabolisme osseux peuvent entraîner une augmentation ponctuelle du relargage endogène de plomb. De même, certaines pathologies (hyperthyroïdie, ostéoporose, fracture) pourraient entraîner une mobilisation intense du plomb osseux et favoriser l’apparition de diverses manifestations neuropsychologiques ou le développement de perturbations de la fonction rénale (Berlin et al., 1995 ; Goldman et al., 1994).

Élimination

La principale voie d’excrétion est urinaire : 75 % au moins du plomb absorbé est éliminé par cette voie (Haguenoer et Furon, 1982). Le plomb se retrouve dans les urines à partir de l’ingestion quotidienne d’au moins 1 mg d’acétate de plomb, essentiellement sous forme ionisée libre lorsque les plombémies sont dans des limites normales (Kehoe, 1987). Pour des expositions modérées observées en milieu professionnel, les taux de plomb urinaires sont compris entre 0,05 et 0,20 mg.L-1 (Robinson, 1974). La cinétique d’excrétion urinaire serait bien plus lente chez l’enfant que chez l’adulte (Rabinowitz et al., 1977 ; Ziegler et al., 1978). L’excrétion urinaire résulte d’une filtration glomérulaire probablement suivie d’une réabsorption tubulaire partielle (Araki et al., 1986).

Le plomb non absorbé au niveau du tractus gastro-intestinal est éliminé par les fèces. Plus de 85 % du plomb ingéré dans l’eau de boisson par des adultes volontaires (0,3 à 3 mg de plomb.j-1 /16 à 28 semaines) sont excrétés et ce, majoritairement dans les fèces (90 %) (Kehoe, 1987).

Le plomb peut également s’éliminer par la salive, la sueur, les cheveux et les ongles. Négligeable dans des conditions normales, l’exposition à la chaleur peut entraîner chez l’homme une excrétion sudorale supérieure à l’élimination urinaire (Assayama et al., 1975).

Des travaux ont confirmé l’élimination d’une quantité appréciable de plomb par les cheveux (Watt et al., 1995). La teneur en plomb de 14 µg Pb.g-1 de cheveux pour une plombémie de 800 µg.L-1 diffère peu des valeurs plus anciennes qui mentionnaient des taux de 9, 15 et 48 µg Pb.g-1 mesurés dans les cheveux de sujets provenant respectivement de zones rurales, urbaines et de fonderies (Chattopadhyay et al., 1977) ou encore de 70 µg Pb.g-1 dans les cheveux d’un sujet ayant une plombémie de 600 µg.L-1 (Grandjean et Lintrup, 1978).

Autre

Mécanisme d'action :

Le plomb modifie le fonctionnement cellulaire en perturbant de nombreuses voies métaboliques et différents processus physiologiques. Le plomb libre ionisé inhibe l’activité de certaines enzymes et en particulier de l’acide aminolévulinique déshydratase (ALAD) érythrocytaire, qui intervient en présence de zinc dans la synthèse de l’hème. Les principales conséquences de cette inhibition sont l’augmentation des taux sanguins d’acide delta aminolévulinique (ALA) et de protoporphyrines érythrocytaires, généralement mesurées sous forme de protoporphyrines-zinc.

L’activité prooxydante des formes ioniques du plomb a été étudiée et démontrée dans de nombreuses études. Le plomb joue in vitro un rôle de catalyseur des réactions de peroxydation des lipides avec production de radicaux libres. Ce mécanisme de toxicité cellulaire est particulièrement invoqué à propos des troubles des fonctions de reproduction (INSERM, 1999).

Le plomb modifie l’homéostasie calcique et interfère avec les processus cellulaires et moléculaires médiés par le calcium aux niveaux membranaire et cytoplasmique. Quelques études particulièrement pertinentes ont mis en évidence une action spécifique du plomb sur les récepteurs du glutamate (NMDA). Ces modifications sont vraisemblablement à l’origine des effets du plomb sur le système nerveux central (Alkondon et al., 1990).

Chez l'animal

Absorption

La plupart des connaissances acquises à partir des études réalisées chez l’homme (enfants, adultes) et vérifiées chez l’animal ne seront pas mentionnées dans ce paragraphe, à l’exception de certains points particuliers complémentaires aux données humaines présentées ci-dessus.

Les études expérimentales ont confirmé l’influence de l’âge sur l’absorption du plomb par le tractus gastro-intestinal, probablement à cause d'un processus de maturation selon lequel l'intestin perdrait au cours de la vie sa capacité à absorber des particules par pinocytose (US EPA, 1986). En effet, le taux d’absorption intestinal est d’environ 83 % pour un rat de 19 jours et 16 % pour un rat de 89 j ; chez le singe, il est de, 38 % chez les jeunes et de 26 % chez les adultes (Forbes et Reina, 1972 ; IARC, 1980 ; Pounds et al., 1978).

Distribution

La distribution du plomb dans les tissus mous a fait l’objet d’une étude chez le rat qui mentionne après 90 jours d’exposition à deux concentrations différentes de 1,7 et 17 mg Pb.kg-1.j-1, une accumulation préférentielle de plomb au niveau des reins et du cerveau, avec néanmoins une plombémie stable chez les animaux les moins exposés (10 à 20 µg.L-1) identique aux témoins (Areola et al., 1999). À la plus forte concentration, la rate, la prostate, le cœur, les testicules et le foie présentaient également des concentrations anormalement élevées en plomb.

Si, chez les rats immatures, le plomb semble se concentrer dans le cortex frontal (Bradbury et Deane, 1993), l’étude de Widzowski n'a montré aucune accumulation sélective du plomb dans les différentes zones du cerveau chez le rat adulte, à l'inverse des conclusions issues d'autres études chez l’animal (Collins et al., 1982 ; Scheuhammer et Cherian, 1982 ; Widzowski et al., 1994) et également chez l’homme. Ce résultat est néanmoins cohérent avec l’hypothèse selon laquelle il s’agirait plus d’un artefact de préparation que d’une accumulation réelle de plomb (Widzowski et al., 1994).

Une étude expérimentale réalisée par Mc Neill chez des singes d’environ 30 ans, qui n’avaient plus été exposés depuis une dizaine d’années, confirme le relargage du plomb avec une demi-vie osseuse de l’ordre de 3 ans (plus ou moins 1 an) (McNeill et al., 1997).

La transmission placentaire du plomb de la mère au fœtus, très étudiée chez la femme, a également été reproduite expérimentalement. Cette exposition placentaire induit chez le rat nouveau-né une encéphalopathie (Thomas et al., 1971). Des travaux plus récents ont montré chez le singe que 7 à 39 % du plomb transmis au fœtus étaient issus du squelette de la mère (Franklin et al., 1997). Le plomb pourrait augmenter la déminéralisation osseuse en inhibant l’activation de la vitamine D, diminuant la fixation du calcium et également en interférant avec la régulation hormonale du métabolisme osseux (Silbergeld, 1991).

Maldonado-Vega et collaborateursont montré chez des rats que la gestation et la lactation, en augmentant les besoins en Ca2+, favorisaient à la fois l’absorption de plomb et également sa résorption osseuse (Maldonado-Vega et al., 1996). Le lait maternel est responsable approximativement à 25 % (chez la souris) et à 33 % du passage du plomb de la mère à l’enfant (Keller et Dohery, 1980 ; Palminger Hallen et al., 1996). L’intoxication du nouveau-né par le lait contaminé serait donc une voie prépondérante.

Synthèse

L’absorption par voie orale est comprise entre 5 et 10 % chez l’adulte. Elle est de 20 à 50 % chez les enfants. Vingt à trente pour cent sont absorbés au niveau pulmonaire ; l’absorption cutanée est, quant à elle, négligeable. Une fois absorbé, la distribution du plomb inorganique est rapide à partir du plasma sanguin majoritairement vers les érythrocytes, puis le reste vers les tissus mous et les os ; le plomb est alors retrouvé majoritairement dans les os, ainsi que dans le système nerveux central et périphérique, le foie ou les reins. Chez l’adulte, le temps de ½ vie est très variable en fonction du compartiment de stockage, avec un passage possible de la barrière placentaire. L’excrétion se fait soit via les fèces pour le plomb non absorbé, soit via les urines et la bile.

Toxicité aiguë

Généralités

Chez l'homme

Les effets rapportés dans la littérature concernent majoritairement les composés inorganiques du plomb, formes prédominantes dans l’environnement.

L’intoxication aiguë ne se rencontre plus que très rarement aussi bien dans l’industrie qu’en milieu non professionnel, mais elle peut néanmoins se produire par inhalation ou par ingestion, dans des situations accidentelles. L’essentiel des données rapportées dans la littérature concerne l’absorption de plomb ou ses dérivés par voie orale.

Les seules données disponibles concernent des expositions à des composés organiques.

Les troubles digestifs sont les symptômes les plus précoces. Ils se traduisent par l'apparition de fortes coliques associées à des douleurs et crampes abdominales, ainsi qu'à des vomissements (Awad el Karim et al., 1986 ; Haguenoer et Furon, 1982 ; Pollock et Ibels, 1986 ; Schneitzer et al., 1990 ; Rosenman et al., 2003). Ces effets apparaissent en général pour une plombémie comprise entre 1 000 et 2 000 µg.L-1, mais peuvent se déclarer chez certains sujets à des taux bien plus faibles compris entre 400 et 600 µg.L-1.

Ces symptômes sont décrits lors d’intoxication aiguë de l’enfant par le plomb, à partir de concentrations comprises entre 600 et 1 000 µg.L-1 (NAS, 1972). En plus des coliques, les enfants présentaient des signes de constipation sévère, souffraient d’anorexie et de vomissements intermittents.

L'atteinte rénale a été décrite par différents auteurs, et plusieurs s'accordent à mentionner l'apparition de lésions tubulaires caractérisées par une albuminurie, une glycosurie, une hyperphosphaturie, une diminution de la clairance à la créatinine et une oligurie (Abed et al., 1973 ; Bennett, 1985 ; Cramer et al., 1974 ; Malcolm, 1970). La sévérité des lésions peut aller jusqu'à entraîner la mort des sujets exposés, mais l'administration rapide d'un traitement rend en principe les effets réversibles (Cézard et Haguenoer, 1992).

En cas d’intoxication sévère, les lésions au niveau du système nerveux central se manifestent cliniquement par une encéphalopathie (ralentissement idéo-moteur, troubles de l’humeur, céphalées) puis un coma avec parfois des convulsions. Plutôt rares chez l’adulte et pour des plombémies extrêmement élevées (4 600 µg.L-1 ; Kehoe, 1961), ces manifestations sont plus fréquemment rencontrées chez l’enfant pour des intoxications avec des plombémies de 900 à 8 000 µg.L-1 (NAS, 1972). Des séquelles neurologiques ou psychomotrices graves (retard psychomoteur, épilepsie, cécité, hémiparésie) ont été décrites. Des encéphalites aiguës ont également été observées sur des enfants d’environ 4 mois intoxiqués par voie médicamenteuse et présentant des plombémies comprises entre 490 et 3  310 µg.L-1 (al Khayat et al., 1997).

Dans les intoxications sévères, une hémolyse intra-vasculaire est possible.

L’exposition au plomb entraîne une anémie liée à une perturbation de la synthèse de l’hème. Initialement c’est une anémie normochrome, normocytaire, régénérative (réticulocytose), avec un dosage du fer sérique et de la ferritine augmentés. L’examen cytologique du sang retrouve typiquement des hématies à granulations basophiles. L’acide delta aminolévulinique urinaire est constamment élevé. Chez l’enfant, l’anémie est plutôt hypochrome microcytaire associée à une carence en fer.

Des altérations des performances du métabolisme hépatique ont parfois été observées chez des enfants présentant des signes d’intoxication aiguë par le plomb. Elles se manifestent par la réduction des capacités de métabolisation de certains médicaments (antipyrine, EDTA) qui serait liée à la diminution de la synthèse des cytochromes P450 (Alvares et al., 1975 ; Saenger et al., 1984). Selon Silbergeld et Lamon, seule une exposition aiguë serait responsable de tels effets sur le métabolisme hépatique (Silbergeld et Lamon, 1980).

Chez l’homme, une intoxication aiguë au plomb se traduit par des troubles digestifs, des atteintes rénales tubulaires et hépatiques, des effets sur le système nerveux central ainsi qu’une perturbation de la synthèse de l’hème.

Chez l'animal

Les études de toxicité aiguë du plomb et de ses dérivés inorganiques sont très limitées chez l’animal. Les doses ou concentrations létales ne sont pas connues. Les rares études (essentiellement par voie orale) mentionnent des atteintes hématologiques, rénales, immunologiques et neurologiques, survenant souvent pour des expositions élevées.

L'étude des macrophages recueillis chez des lapins exposés par inhalation (nez seul) 4 jours, 3 h.j-1, à des concentrations de 0,028 mg.m-3 de particules d'oxyde de plomb (PbO) a montré une diminution de leur pouvoir de phagocytose, une augmentation de la libération spontanée de peroxyde d'hydrogène, ainsi que des modifications de la sécrétion de certaines cytokines (cellules préstimulées aux lipopolysaccharides ; Zelikoff et al., 1993).

Chez le rat, la prise dans l’eau de boisson de doses approximatives de 146 mg d’acétate de plomb kg.jour-1 pendant 6 jours entraîne une diminution significative de l’ALAD érythrocytaire (Simmonds et al., 1995). Les taux de plomb sanguin atteignent après 24 heures des concentrations de 440 µg.L-1 qui baissent ensuite à des concentrations assez stables voisines de 100 µg.L-1.

Les effets sur la synthèse de l’hème, avec une augmentation au niveau rénal et hépatique de l’activité de l’ALA synthase, ont également été mentionnés après l’administration d’une dose unique d’acétate de plomb par gavage, chez le rat (Chmielnicka et al., 1994). L’augmentation du taux de protoporphyrines-zinc (PPZ) sanguin a également été observée chez des rats exposés à une concentration de plomb estimée à 17,5 mg.kg-1.j-1 pendant 10 jours (Minnema et Hammond, 1994). Ces animaux ont, par ailleurs, enregistré une perte pondérale d’environ 20 %, liée à une diminution de la consommation de boisson et de nourriture.

L'atteinte rénale lors d’intoxication aiguë par le plomb se caractérise également par une réduction de la capacité de résorption des composés de faible poids moléculaire, tels que les acides aminés, le glucose et le phosphate (INSERM, 1999).

Les effets sur le système immunitaire ont été étudiés chez des souris immunisées par des globules rouges de mouton et exposées à une dose unique de 2,6 mg.kg-1.j-1 d'acétate de plomb par gavage (Hillam et Ozkan, 1986). Les auteurs ont pu observer chez les animaux exposés une diminution significative du poids du thymus et de la rate, ainsi qu'une baisse du taux de leucocytes circulants.

Les effets du plomb ou de ses dérivés inorganiques sur la physiopathologie du système nerveux ont pu être observés dans plusieurs études réalisées chez de jeunes rats ou souris exposés oralement à de l'acétate ou du carbonate de plomb. Pour des plombémies comprises entre 2 600 et 4 000 µg.L-1, les auteurs ont constaté des diminutions ou retards dans le développement de l'hippocampe (Alfano et al., 1982 ; Slomianka et al., 1989), du cortex cérébral (Petit et Leboutillier, 1979), une réduction du nombre et de la taille des axones du nerf optique (Tennekoon et al., 1979) et une démyélinisation des nerfs périphériques moteurs (Windebank et al., 1980).

Concernant l'aspect neurocomportemental, les études portent en général sur des temps d'exposition dépassant deux semaines et seront donc présentées au paragraphe suivant.

Chez les animaux, les mêmes effets que chez l'homme sont observés.

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Généralités

Si l’exposition par ingestion prédomine dans la population générale, et l’inhalation en milieu professionnel, ces deux voies sont le plus souvent indiscernables l’une de l’autre. Pour pallier la difficulté qui consiste à identifier ces différentes voies et sources d’exposition, les effets du plomb chez l’homme sont identifiés à partir de la dose interne de plomb mesurée dans le sang (plombémie).

Une étude de l’INVS (2011) a investigué la plombémie de la population adulte française (Fréry et al., 2011). Les résultats sont présentés pour la population de 18 à 74 ans non professionnellement exposée au plomb (à partir de l’échantillon de l’étude nationale nutrition santé de 1 949 individus). Aucun dosage de plombémie ne se situait sous la limite de détection (LOD) ; en revanche, 67 valeurs (3,3 %) étaient comprises entre la limite de détection (2 μg.L-1) et la limite de quantification (10 μg.L-1).

La moyenne géométrique des plombémies était de 25,7 μg.L-1 [24,9-26,5], la médiane de 25 μg.L-1, et le 95e percentile était égal à 73 μg.L-1. Les résultats incluant les personnes exposées professionnellement étaient les mêmes pour tous les percentiles et peu différents pour les moyennes géométrique et arithmétique.

Parmi les trois classes d'âge, tous les paramètres de la distribution augmentaient avec l'âge ; la moyenne géométrique des plombémies était égale à 18,7 μg.L-1 [17,8-19,6] dans la classe d'âge des plus jeunes (18-39 ans), à 30,0 μg.L-1 [28,2-30,5] dans la classe d'âge intermédiaire (40-59 ans) et à 39,3 μg.L-1 [37,7-41,1] dans le groupe le plus âgé (60-74 ans).

La moyenne géométrique des plombémies et tous les percentiles étaient plus élevés chez les hommes (mH) que chez les femmes (mF) (mH = 30,0 μg.L-1 [28,7-31,3], mF = 22,1 μg.L-1 [21,2 μg.L-1-23,0 μg.L-1]). En 10 ans (2006-2007 versus 1995), on a observé en France une baisse importante de la moyenne des plombémies (-60 %) et de la prévalence des plombémies élevées (-95 %) chez les hommes âgés en moyenne de 21,5 ans.

Ces valeurs sont plus élevées que celles mesurées dans la population américaine : moyenne géométrique de 15,2 µg.L-1 et médiane de 15 µg.L-1 (CDC, 2009), ces différences sont probablement liées à des mesures de suppression du plomb dans l’essence et dans les canalisations d’eau plus anciennes qu’en France.

En France, chez les femmes et les hommes de moins de 40 ans, la valeur de référence de la plombémie proposée est de 70 μg.L-1 (Fréry et al., 2011). Chez les hommes de 40 ans et plus, elle est de 120 μg.L-1.

Chez l'homme

De nombreuses études ont été menées pour évaluer les effets d’une exposition au plomb tant par inhalation que par voie orale. Les effets sont généralement décrits en fonction de la plombémie plus qu’en fonction de la voie d’exposition. Compte tenu des effets liés à des expositions élevées, une politique limitant les expositions a été menée tant en Amérique du Nord qu’en Europe. Cependant plusieurs rapports de synthèse soulignent que les études les plus récentes menées pour des plombémies inférieures à 100 µg.L-1 mettaient encore en évidence certains des effets (EFSA, 2010 ; Académie Nationale de Pharmacie, 2011 ; Santé Canada, 2011 ; ANSES, 2013). Il s’agit principalement d’effets neurologiques, rénaux et cardiovasculaires pour des niveaux d’exposition de l’ordre de 15-20 µg.L-1 ce qui conduit à considérer le plomb comme un toxique sans seuil (Il s’agit bien d’un effet pour lequel il n’est pas possible de déterminer le seuil).

Effets sur le système nerveux central

Chez l’adulte, les intoxications chroniques qualifiées de sévères (plombémies > 1 500 µg.L-1) se traduisent par une encéphalopathie saturnine grave, devenue très rare en milieu professionnel (Gilioli et Grazia-Cassitto, 1978 ; Lauwerys, 1998). Les symptômes précoces se développent en quelques semaines et comprennent l’ennui, une certaine irritabilité, une difficulté à maintenir son attention, des maux de tête, une perte de mémoire et des hallucinations.

Pour des intoxications moins importantes (plombémies < 1 000 µg.L-1) des troubles neurologiques ont été observés chez l’adulte comme chez l’enfant : irritabilité, troubles du sommeil, anxiété, pertes de mémoire, confusion, asthénie (Awad el Karim et al., 1986 ; Haenninen et al., 1979 ; Pasternak et al., 1989 ; Lucchini et al., 2000 ; Rosenman et al., 2003). Chez des salariés dont la plombémie oscillait entre 260 et 660 µg.L-1, des perturbations de la mémoire, du temps de réaction et de l’habileté manuelle sont mises en évidence (Hogstedt et al., 1983 ; Schwartz et al., 2005). A partir de symptômes similaires, des relations de type dose-réponse ont pu être observées sur des travailleurs répartis, en fonction de leur taux de plombémies, en trois groupes qualifiés à l’époque de « faibles » (plombémie autour de 200 µg.L-1), moyennes (plombémie entre 210 et 400 µg.L-1) ou fortes (plombémie entre 410 et 800 µg.L-1 ) (Campara et al., 1984 ; Stollery et al., 1991 ; Zimmermann Tansella et al., 1983). Les sujets les plus exposés ont, entre autre, montré de fortes perturbations neurocomportementales et psychomotrices, avec notamment une réduction des capacités de raisonnement et des performances visuo-motrices (Barth et al., 2002 ; Lucchini et al., 2000).

Si la plupart des études réalisées en milieu professionnel mentionnent l'apparition fréquente de ces troubles neurologiques pour des plombémies comprises entre 400 et 800 µg.L-1, d'autres auteurs estiment qu'il n'existe pas de niveau seuil pour l'action toxique du plomb sur le système nerveux central (Betta, 1983 ; Mantere et al., 1982). Enfin, de fortes corrélations ont été obtenues entre l'altération des fonctions neuropsychologiques et l'absorption cumulée de plomb, qui constituerait un meilleur indicateur que la mesure ponctuelle de la plombémie effectuée en même temps que l'examen neuro-psychique (Lindgren et al., 1996).

L'implication du plomb sur la fonction cognitive des personnes âgées a été étudiée. Elle a mis en évidence une diminution des performances cognitives associé aux niveaux de plomb dans les os (Muldoon et al., 1996 ; Payton et al., 1998). Ces effets ont également été mis en évidence récemment chez les travailleurs (Haenninen et al., 1979 ; Bleecker et al., 2005 ; Chen et al., 2005 ; Lindgren et al., 2003). Les scores les plus faibles aux tests (mémoire, orientation spatiale, concentration, dextérité) ont été obtenus par les personnes les plus exposées, présentant cependant des plombémies assez faibles voisines de 200 µg.L-1 (calculées à partir de l’exposition). Les taux de plomb mesurés dans le tibia par fluorescence X sont également assez bien corrélés aux résultats des différents tests malgré une assez grande imprécision de la mesure signalée par les auteurs. Sur la base de ces mêmes tests, des différences significatives en terme de performance ont été observées dans deux groupes de femmes ayant des plombémies > à 80 µg.L-1 ou < à 30 µg.L-1. Une étude, réalisée chez 526 personnes âgées de 67,1 ans en moyenne et présentant une plombémie de 63 µg.L-1 (Rhodes et al., 2003), montre que le taux de plomb patellaire est significativement associé au développement de symptômes psychiatriques tels que l’anxiété, la dépression ou les phobies. L’exposition au plomb limite les réponses aux tests des fonctions cognitives et une part des déficiences cognitives dites « dues à l’âge » pourrait être attribuable à la présence de neurotoxiques dans l’environnement tel que le plomb (Shih et al., 2006).

Chez l’enfant, un effet sur le développement cérébral et les fonctions cognitives a été observé. A la différence des intoxications aiguës, la symptomatologie d’une intoxication à long terme est subtile et peu spécifique. Ce sont les études épidémiologiques qui ont mis en évidence les conséquences à long terme de l'intoxication chronique par le plomb (plombémie inférieure à 400 µg.L-1) sur le développement psychomoteur ou intellectuel et sur le comportement scolaire des enfants.

Les études transversales chez des enfants d'âge scolaire entre 6 et 12 ans montrent dans leur majorité un effet de l'exposition au plomb sur la baisse du QI qui peut varier selon les auteurs de 4 à 7 points (Dudek et Merecz, 1997 ; Lansdown et al., 1986 ; Needleman et al., 1979 ; Winneke et al., 1982). Les méta-analyses donnent par ailleurs une fourchette de 1 à 3 points de baisse de QI pour une augmentation de la plombémie de 100 µg.L-1, et ceci pour des niveaux compris entre 100 et 400 µg.L-1 (Bellinger et al., 1994 ; Needleman et al., 1990). Des troubles du comportement de type hyperactivité, inattention et impulsivité sont également souvent associés à des plombémies supérieures à 110 µg.L-1 ou un taux de plomb dentaire > 8 µg.g-1 (Fergusson et al., 1993 ; Fulton et al., 1987 ; Thomson et al., 1989 ; Winneke et al., 1983). De faibles plombémies peuvent donc être considérées comme un facteur de risque pour le développement d’hyperactivité (Ha et al., 2009).

Des études longitudinales ont mis en exergue le lien entre l'exposition prénatale, consécutive à la mobilisation du plomb contenu dans le squelette de la mère, et le développement psychomoteur des enfants de 3 mois à 2 ans (Bellinger et al., 1987 ; Dietrich et al., 1987 ; Wasserman et al., 1992). Ces études confirment également les effets à long terme d’une exposition au plomb en période postnatale sur le développement psychomoteur, la fonction cognitive et l’intégration visuelle-motrice de l’enfant (Baghurst et al., 1995 ; McMichael et al., 1988), mais aussi sur la mémoire auditive (Counter et al., 2008). L’étude de Tong et collaborateurs  a montré que les diminutions de plombémie les plus importantes, enregistrées chez les enfants suivis entre l’âge de 2 ans et l’âge de 11-13 ans, ne sont associées qu’à une amélioration partielle des fonctions cognitives (Tong et al., 1998).

Ce résultat illustre la grande vulnérabilité du système nerveux en développement et des conséquences à long terme des atteintes précoces. Toutefois, l’étude de Chen et al. va plus loin en montrant que l’exposition au plomb est toxique même pour les enfants scolarisés et que les dommages ne sont pas seulement présents lorsqu’ils sont âgés de 2-3 ans (Chen et al., 2005). Certaines études suggèrent que, pour éviter les effets sur le système nerveux central de l’exposition in utero, la plombémie des femmes en âge de procréer ne devrait pas dépasser 100 µg.L-1 mais cette valeur pourrait être révue à la baisse, en fonction des connaissances sur les effets aux plus faibles doses (Sciarillo et al., 1992 ; Shukla et al., 1991).

La toxicité neurologique du plomb est particulièrement préoccupante chez l’enfant (Thacker et al., 1992), d’autant plus que les études récentes sur ce sujet suggèrent l’absence de seuil pour les effets du plomb sur les fonctions intellectuelles des enfants (Lidsky et Schneider, 2003 ;Bellinger, 2004 ; Chiodo et al., 2004 ; Koller et al., 2004; Jedrychowski et al., 2008 ; Needleman, 2004). Comme le rapportent les synthèses publiées en 2010 par l’EFSA et en 2011 aussi bien par l’Académie nationale de Pharmacie que Santé Canada, de nombreuses études chez l’enfant montrent que les effets neurologiques surviennent pour des expositions inférieures à 100 µg.L-1 (Canfield et al., 2003 ; Canfield et al., 2003b ; Chandramouli et al., 2009 ; Chiodo et al., 2004 ; Chiodo et al., 2007 ; Despres et al., 2005 ; Fraser et al., 2006 ; Lanphear et al., 2000 ; Miranda et al., 2007 ; Osman et al., 1999) et nombre d’études font état d’une relation dose-réponse jusqu’à des plombémies de 10 à 20 µg.L-1 (Canfield et al., 2003 ; Chiodo et al., 2004 ; Jedrychowski et al., 2009 ; Jusko et al., 2008 ; Lanphear et al., 2005 ; Miranda et al., 2007 ; Tellez-Rojo et al., 2006).

Des plombémies inférieures à 100 µg.L-1 sont associées à des effets sur le comportement tels que le trouble d’hyperactivité avec déficit de l’attention (Ha et al., 2009 ; Nigg et al., 2008 ; Nigg et al., 2010 ; Wang et al., 2008). Même si un lien commence à être établi entre trouble d’hyperactivité avec déficit de l’attention et exposition au plomb à des niveaux très bas, les données actuelles sont insuffisantes pour conclure (Eubig et al., 2010 ; Santé Canada, 2011).

La baisse du quotient intellectuel (QI), du niveau de lecture, de calcul, des troubles de comportement à des taux inférieurs à 100 µg.L-1 chez les enfants a été miseen évidence dans de nombreuses études (Bellinger et al., 1992 ; Bellinger et Needleman, 2003 ; Bellinger, 2004 ; Bernard, 2003 ; Canfield et al., 2003 ; Canfield et al., 2003b ; Chiodo et al., 2004 ; Chiodo et al., 2007 ; Chandramouli et al., 2009 ; Kim et al., 2010 ; Laidlaw et Taylor, 2011 ; Min et al., 2009 ; Miranda et al., 2007 ; Nigg et al., 2010 ; Surkan et al., 2007). Les effets du plomb entrainent une diminution de QI plus intense pour des plombémies en dessous de 100 µg.L-1. Une perte de 7,4 points de QI entre 10 et 100 µg.L-1 et la perte est de 3 à 4 points de QI pour chaque incrémentde 100 µg.L-1 au-delà du seuil de 100 µg.L-1 est également retenue (Canfield et al., 2003 ; Ha et al., 2009 ; Jusko et al., 2008 ; Lanphear et al., 2005 ; Schnaas et al., 2006 ; Surkan et al., 2007 ; Tellez-Rojo et al., 2006). A partir des différentes études l’EFSA a calculé une BMDL01 de 12 µg.L-1 pour le déficit intellectuel chez l’enfant en prenant comme effet critique l’abaissement du score au test du QI ce qui correspond à une dose journalière de 0,50 µg.kg-1.j-1 (EFSA, 2010). D’autres études ont aussi montré que les retards de développement sont d’autant plus significatifs que les expositions ont été plus précoces et surtout au cours du premier semestre de la grossesse (Hu et al., 2006). Enfin, une association entre le volume de matière grise chez l’adulte et l’âge précoce d’exposition au plomb a été également été mise en évidence pour des expositions au faibles doses (Brubaker et al., 2010).

Parmi les études chez l’enfant, celle de Lanphear et al. a été retenue par l’EFSA pour proposer sa benchmark dose (Lanphear et al., 2005 ; EFSA, 2010). Cette étude a collecté à partir d’une population de 1 333 enfants suivis de la naissance jusqu’à l’âge 5-10 ans au cours de 7 études longitudinales de cohortes internationales les résultats aux tests d’intelligence et la plombémie associée. Les plombémies sont de 178 µg.L-1 et diminue à 94 µg.L-1 entre 5 et 10 ans. Après ajustement, une relation inverse entre plombémie et résultats aux tests du QI est mise en évidence. Les diminutions du point de QI estimées en association avec une augmentation de la plombémie de 0,24 à 1 µg.L-1, 1 à 2 µg.L-1 et de 2 à 3 µg.L-1 sont de 3,9 [IC 95 %, 2,4-5,3], 1,9 [IC 95 %, 1,2-2,6] et 1,1 [IC 95 %, 0,7-1,5].

Une nouvelle métaanalyse de 7 cohortes (Bellinger et al., 1992 ; Baghurst et al., 1992 ; Canfield et al., 2003 ; Dietrich et al., 1993 ; Ernhart et al., 1989 ; Schnaas et al., 2000 ; Wasserman et al., 1997) a permis le calcul d’une benchmark Dose BMDL entre 0,1 et 1,0 µg.dL-1 soit 1 à 10 µg.L-1 pour une diminution d’un point de QI chez l’enfant (Budtz-Jorgensen et al., 2013).

Effets sur le système nerveux périphérique

Des plombémies élevées (> 700 µg.L-1) sont associées à des paralysies au niveau des membres supérieurs. Ces effets sont devenus rares, compte tenu des niveaux d’intoxication habituellement rencontrés dans nos régions. La description historique est celle de la paralysie antibrachiale pseudo-radiale (atteinte racine C7) : l’atteinte motrice concerne initialement les 3ème et 4ème doigts de la main avec respect du long supinateur (le sujet « fait les cornes »). Les extenseurs des autres doigts et du poignet sont ensuite touchés.

Plus souvent, il s’agit d’atteintes mineures de type paresthésie, faiblesse musculaire, crampes, etc... Pour des plombémies moyennes de 630 µg.L-1, 26 des 31 personnes examinées présentaient une faiblesse des muscles extenseurs du poignet et 6 des muscles péroniers, entraînant une chute du pied (Yeh et al., 1995).

Les méthodes de détection relatives aux effets du plomb sur le système nerveux périphérique se sont, dans la grande majorité des études, focalisées sur la mesure de la vitesse de conduction nerveuse. Sur la base d’une revue de nombreuses études publiées jusqu’en 1986, Ehle arrive à la conclusion que la modification de la vitesse de conduction et les altérations électromyographiques sont exceptionnelles lorsque la plombémie reste inférieure à 600 µg.L-1 Ehle, 1986. Cette analyse ne tient pas compte des résultats de l’étude de Seppalainen  montrant une réduction de la vitesse de conduction des nerfs médian et ulnaire (nerfs du bras et de l’avant bras) chez des hommes après 1 an d’exposition professionnelle au plomb (plombémies entre 300 et 480 µg.L-1, Seppalainen et al., 1983). L’observation de ce groupe après 2 ou 4 ans d’exposition montre une atteinte neurologique persistante au niveau du nerf médian.

La méta-analyse de Davis ou encore l’étude de Chia  suggèrent que le niveau sans effet sur les nerfs périphériques est inférieur à 400 µg.L-1 (Davis et al., 1990 ; Chia et al., 1996). Il semblerait cependant que le seuil d’apparition de ces effets soit légèrement supérieur au seuil d’apparition des effets au niveau du système nerveux central.

Chez l’enfant, le réexamen par Schwartz d’études antérieures a permis de déterminer un seuil de 200 à 300 µg.L-1 correspondant à l’apparition de la baisse de vitesse de conduction (Schwartz, 1988). Ces taux sont inférieurs à ceux que l’on croyait antérieurement nécessaires pour provoquer une démyélinisation.

Une diminution de l’action musculaire en liaison avec le nerf moteur péronier ainsi qu’une diminution de la sensibilité vibrotactile au niveau des doigts ont pu être observées dans un groupe de jeunes adultes exposés pendant leur enfance (Stokes et al., 1998).

Effets hématologiques

Le plomb est connu depuis longtemps pour ses effets sur le système hématologique : l’anémie induite est de type microcytaire et hypochrome. Elle résulte de l’inhibition de la synthèse de l’hème et de la diminution de la durée de vie des globules rouges.

L’inhibition de l’activité de l’ALAD (enzyme intervenant dans la synthèse de l’hème) a pu être corrélée de manière inversement proportionnelle à des plombémies comprises entre 30 et 340 µg.L-1 aussi bien chez l’adulte, chez l’enfant, ou encore chez les mères à l’accouchement et les nouveau-nés (adultes - Hernberg et al., 1970 ; Roels et Lauwerys, 1975 ; enfants - Ahamed et al., 2005 ; Jin et al., 2006 ; Roels et Lauwerys, 1987 ; mères - Lauwerys et al., 1978).

La diminution de la biosynthèse de l’hème entraîne l’augmentation de produits intermédiaires « précurseurs » tels que l’acide ∂-aminolévulinique (ALA), les protoporphyrines érythrocytaires, généralement mesurées sous forme de protoporphyrine-zinc ou sous forme protoporphyrine IX libre (FEP). Plusieurs types de corrélations ont pu être établis entre ces différents paramètres : relation exponentielle entre plombémie et ALA sanguin (Meredith et al., 1978), corrélation entre plombémie > à 400 µg.L-1 et log ALA ou log PPZ urinaires chez l’adulte (Gennart et al., 1992), corrélation linéaire entre une plombémie comprise entre 250 et 750 µg.L-1 et le log ALA urinaire chez des enfants âgés de 1 à 5 ans (NAS, 1972).

L’élévation des protoporphyrines urinaires est détectable lorsque la plombémie atteint 300 à 400 µg.L-1 chez l’homme, 200 à 300 µg.L-1 chez la femme et environ 150 µg.L-1 chez l’enfant (Hammond et al., 1985 ; Piomelli et al., 1982 ; Rabinowitz et al., 1986 ; Roels et Lauwerys, 1975 ; Roels et al., 1976 ; Roels et Lauwerys, 1987 ; Stuik, 1974).

L’US EPA considère que l’élévation des protoporphyrines constitue un indicateur biologique de choix de l’exposition au plomb et a établi, pour ce paramètre, des LOAEL correspondant à des plombémies de 400 µg.L-1 chez l’adulte et 350 µg.L-1 chez l’enfant (US EPA, 1986). Ces effets ont également été rapportés mais pour des expositions inférieures à 100 µg.L-1 chez l’enfant et l’adulte (Wang et al., 2010).

L’anémie, résultant de l’effet du plomb sur la lignée érythrocytaire, est en général peu sévère et les taux d’hémoglobine tombent rarement en deçà de 100 g.L-1 (Arsac, 1976). Elle est, de plus, assez tardive et souvent non décelable pour des niveaux d’exposition assez faibles correspondant à des plombémies en moyenne inférieures à 400 µg.L-1 (Gennart et al., 1992 ; Solliway et al., 1996). Deux études ont montré que l’enfant présenterait des signes d’anémie de type microcytaire pour des plombémies voisines de 200 µg.L-1 (Kutbi et al., 1989 ; Schwartz et al., 1990). La microcytose serait entre autres liée à la carence en fer habituellement associée au saturnisme (Secrétariat d’État à la Santé et à l’action sociale 1993).

Les anémies plus sévères s’accompagnent le plus souvent de l’apparition de granulations basophiles dans les hématies (Alleman et al., 1986 ; Awad el Karim et al., 1986 ; Pagliuca et al., 1990).

Effets rénaux

Les atteintes rénales liées au plomb se caractérisent par une néphropathie tubulaire proximale, une sclérose glomérulaire et une fibrose interstitielle (Diamond, 2005).

Plusieurs enquêtes épidémiologiques en milieu professionnel, où prédomine l’exposition par inhalation, ont mis en évidence un excès de mortalité par insuffisance rénale chez les sujets qui avaient subi des expositions chroniques intenses au plomb (Cooper, 1988 ; Davies, 1984 ; McMichael et al., 1988 ; Selevan et al., 1985). Les lésions développées se caractérisent notamment par la présence de tissu interstitiel fibrotique, une atrophie glomérulaire et tubulaire, conduisant à une altération irréversible de la fonction rénale (Albahary et al., 1965).

Pour des expositions plus modérées, les signes cliniques ne sont pas toujours très visibles. L’étude des paramètres biochimiques d’exploration de la fonction rénale, associés ou non à des tests d’épreuves fonctionnelles, ne met pas toujours en évidence l’existence d’une néphrite interstitielle d’évolution lente. C’est notamment le cas des travaux de Roels et Lauwerys (1994) ou Buchet et al. (1980) qui, à partir de l’étude de nombreux paramètres biochimiques de la fonction rénale et de la filtration glomérulaire, n’ont pas mis en évidence d’anomalies chez les travailleurs exposés entre 3 et 30 ans au plomb et présentant en moyenne des plombémies comprises entre 330 et 610 µg.L-1 (Buchet et al., 1980 ; Roels et Lauwerys, 1994). Quoi qu’il en soit, de nombreuses autres études épidémiologiques en milieu professionnel montrent que les altérations de la fonction glomérulaire et/ou tubulaire du rein ne semblent pas associées à des plombémies inférieures à 600 µg.L-1 (Cardenas et al., 1993 ; Gennart et al., 1992 ; Gerhardsson et al., 1992 ; Goyer, 1985). Toutefois, il a été montré des variations dans les niveaux en α-glutathion S-transférase chez des mineurs présentant une plombémie de 387,1+/-99,1 µgPb.L-1 (Garcon et al., 2007).

Cependant dans l’étude de Verschoor et al. (1987), un coefficient de corrélation significatif a été obtenu entre la plombémie et l’activité de la NAG (N-acétyl ß-D-glucosaminidase) urinaire dans une cohorte dont les plombémies étaient comprises entre 207 et 1 030 µg.L-1 (Verschoor et al., 1987).

Pour la population générale, certaines études suggèrent que le plomb, même à de faibles niveaux de plombémie, parfois en dessous de 100 µg.L-1, pourrait exercer un effet négatif sur la fonction rénale (Muntner et al., 2003 ; Vupputuri et al., 2003 ; Weaver et al., 2003 ; Weaver et al., 2005 ; Akesson et al., 2005 ; de Burbure et al., 2006 ; Fadrowski et al., 2010). Une étude transversale a mis en évidence chez des travailleurs l’impact du plomb (plombémie moyenne de 313 µg.L-1) sur leurs fonctions rénales (Weaver et al., 2009). En Belgique, Staessen et al., 1992) ont pu constater, dans le cadre d’une grande enquête épidémiologique, une réduction significative de la filtration glomérulaire chez les personnes âgées pour des plombémies n’excédant pas 200 µg.L-1. Ce résultat a été confirmé pour les personnes âgées ou d’âges moyens dans une autre étude longitudinale (Kim et al., 1996). De plus,  une élévation de la plombémie de 100 µg.L-1 a été associée à une réduction de la clairance de la créatinine (Payton et al., 1994).

Une mise à jour des données a été réalisée (Muntner et al., 2005 ; Navas-Acien et al., 2009) ; Fadrowski et al., 2010). Une des études a porté sur 14 778 adultes âgés de plus de 20 ans et présentant des concentrations sanguines moyennes en cadmium et en plomb (moyenne géométrique) respectivement de 4,1 µg.L-1 et 15,8 µg.L-1(Navas-Acien et al., 2009). Elle a montré que ces deux métaux étaient des facteurs de risque pour le développement de maladie rénale chronique dans la population générale. Les odds ratio sont de 1,92 [Intervalle de confiance à 95 %, IC 95 %, 1,53-2,43] pour l’abuminurie, de 1,32 [IC 95 %, 1,04-1,68] pour une diminution du niveau de filtration glomérulaire (< 60 mL .min-1.1,73 m2) et de 2,91 [IC 95 %, 1,76-4,81] pour les deux paramètres.

Relation entre plombémie et maladie chronique du rein (taux de filtration glomérulaire inférieur à 60 mL.min-1.1,73 m-2 de surface corporel (Navas-Acien, 2009 cité dans Anses, 2013).

Plombémie

(médiane en µg.L-1)

Nombre de sujets atteints par la maladie chronique rénale

Nombre de sujets observés

Odds ratio ajusté [IC95 %]

8

147

3 242

1 [référence]

13

274

3 167

1,1 [0,8-1,51]

19

468

3 734

1,36 [0,99-1,85]

32

779

4 635

1,56 [1,17-2,08]

A partir de cette étude, l’ a dérivé une BMDL10 à partir de la plombémie moyenne de 15,8 µg.L-1 (EFSA, 2010).

Chez les enfants vivant à proximité de fonderies de plomb, plusieurs marqueurs de toxicité rénale (retinol binding protein (RBP), ß2-microglobuline, N-acétyl-glucosaminidase (NAG)) ont pu être associés à des plombémies comprises entre 300 et 3 500 µg.L-1 (Bernard et al., 1995 ; Verberk et al., 1996). L’implication du plomb dans l’origine d’une perturbation de la fonction tubulaire chez l’enfant est donc très probable, et certains auteurs ont même établi, à partir d’une étude transversale, un seuil de toxicité rénale chez l’enfant de 100 µg.L-1 (Fels et al., 1998).

Effets sur le système cardio-vasculaire

Pour les faibles niveaux d'exposition, l'implication possible du plomb dans la pathologie de l'hypertension artérielle reste un sujet controversé (CSHPF, 1996).

Plusieurs études réalisées en milieu professionnel font apparaître des corrélations positives entre des plombémies > 300 µg.L-1 et l’augmentation de la pression artérielle systolique (de Kort et al., 1987 ; Pollock et Ibels, 1986 ; Weiss et al., 1986, 1988). Ainsi, une méta-analyse de 31 études publiées entre 1980 et 2001 estime l’augmentation de la pression systolique à 1 mm Hg pour tout doublement de la plombémie (Nawrot et al., 2002). Toutefois, ces résultats sont largement controversés par de nombreuses études ne montrant aucune augmentation du nombre de sujets hypertendus parmi les salariés manipulant des composés inorganiques du plomb (Parkinson et al., 1987 ; Staessen et al., 1990 ; Wu et al., 1996). Ces différences peuvent être expliquées par le fait que la plombémie ne semble pas être le biomarqueur le plus pertinent pour étudier des effets à long terme occasionnant une hypertension. La teneur en plomb osseux apparaît être un meilleur indicateur pour la prédiction d’élévation de la pression artérielle (Cheng et al., 2001 ; Gerr et al., 2002 ; Hu et al., 1996 ; Korrick et al., 1999 ; Rothenberg et al., 2002).

Une étude a également montré que la pré-éclampsie était significativement augmentée chez des sujets présentant un fort taux de plombémie, 377 µg.L-1 versus 145 µg.L-1 chez les témoins (Motawei et al., 2013). De même certains auteurs semblent montrer qu’une exposition à des niveaux élevés de plomb au cours de la grossesse pourrait prédisposer à une hypertension à l’âge adulte (Zhang et al., 2012). Ce phénomène a été observé chez les filles mais n’est pas retrouvé chez les garçons de la même étude.

Plusieurs des méta-analyses réalisées dans des cohortes professionnelles et études environnementales insistent sur le rôle important de facteurs confondants tels que l’hématocrite, la consommation d’alcool ou de tabac qui, lorsqu’ils sont pris en compte, réduisent considérablement l’intensité de l’association entre le plomb et la variation de la tension artérielle (Hense et al., 1993 ; Staessen et al., 1996). Si l'association existe, elle est certainement faible et il n'est pas possible de définir un seuil ou un groupe particulièrement susceptible. De plus, l'interférence de facteurs socio-économiques défavorables n'est pas exclue (INSERM, 1999).

Des études ont démontré des effets observés pour des expositions à des plombémies inférieures à 100 µg.L-1 : augmentation de la pression sanguine systolique et diastolique chez l’adulte entre 50 et100 µg.L-1 (Scinicariello et al., 2010) et des troubles cardio-vasculaires (Navas-Acien et al., 2007). Enfin, une augmentation de la mortalité toutes causes, par infarctus et par accidents vaculaires cérébraux dès 20 µg.L-1 est rapportée (Menke et al., 2006).

L’EFSA (2010) retient 5 études pour la quantification de la relation dose-réponse entre la fréquence systolique et la concentration de plomb dans la moelle osseuse ou le sang (Cheng et al., 2001 ; Glenn et al., 2003 ; Glenn et al., 2006 ; Nash et al., 2003 ; Vupputuri et al., 2003). Pour chacune de ces études l’EFSA a calculé une BMD à 1 % d’effet et une limite de benchmark dose, ces valeurs sont rapportées ci-dessous. La moyenne de ces valeurs est de 36 µg Pb.L-1 pour les BMDL01 pour la plombémie soit 8,1 pour les BMDL01.

Synthèse des études retenues par l’EFSA pour l’établissement de la relation dose effet
(EFSA, 2011)

Populations étudiées

Augmentation du risque mmHg [intervalle de confiance à 95 %]  par µg Pb.g-1 de moelle osseuse (MO) ou µg Pb.L-1 (S)

BMD01

BMDL01

Références

519 individus employés aux affaires normatives (région de Boston, USA)

MO : 0,1

[0,0015-0,20]

12

6,5

Cheng et al., 2001

496 salariés de la chimie (région de New Jersey, USA)

Valeur annuelle : S : 0,025

[0,0054-0,044]

Valeur courante MO : 0,078

[0,024-0,13]

48

13

29

9,7

Glenn et al., 2003

4 404 Afro-américains (cohorte Nhames III)

0,047 [0,014-0,08]

26

16

Vupputuri et al., 2003

Femmes entre 40-59 ans (cohorte Nhames III)

S : 0,032

[0,0006-0,0634]

38

21

Nash et al., 2003

Travailleurs d’usine utilisant du plomb (Corée du sud)

S : 0,009

[0,001-0,016]

133

78

Glenn et al., 2006

Effets sur les os / dents

Rosenman et al. ont décrit récemment des effets musculo-squelettiques observés chez des travailleurs exposés au plomb et présentant une plombémie supérieure ou égale à 400 µg.L-1 : douleurs fréquentes, endolorissement et/ou faiblesse musculaire (Rosenman et al., 2003).

Campbell et al. ont étudié les effets d’une exposition au plomb sur la densité osseuse chez l’enfant (Campbell et al., 2004). Pour se faire, une cohorte de 35 enfants afro-américains, âgés de 8 à 10 ans, a été séparée en deux groupes : le premier présentait une plombémie moyenne de 65 µg.L-1 (qualifiée de faible) et le second une plombémie moyenne de 236 µg.L-1 (qualifiée de forte). Contrairement à ce qui était attendu, les enfants ayant une forte plombémie présentaient une densité minérale osseuse supérieure à ceux ayant une faible plombémie. Les auteurs avancent l’hypothèse d’une accélération possible de la maturation squelettique par le plomb.

Une association positive a été mise en évidence entre l’exposition au plomb et les caries chez les enfants dans de nombreuses études (Campbell et al., 2000 ; Gemmel et al., 2002 ; Moss et al., 1999). Ainsi, l’augmentation de la plombémie de 50 µg.L-1 est à l’origine d’un odds ratio de 1,8 (IC 95% : 1,3-2,5) chez les enfants âgés entre 5 et 17 ans. De plus, une perte de matière de l’os parodontal a aussi été observée, en lien avec l’augmentation de la plombémie (Dye et al., 2002).

Les enfants sont a fortiori la cible privilégiée des effets du plomb sur la croissance de l’os. Plusieurs études mettent en évidence une corrélation négative entre le plomb d’une part, et le poids, la taille et le périmètre thoracique des enfants d’autre part, y compris pour des expositions très faibles (plombémie < 100 µg.L-1 ; Frisancho et Ryan, 1991 ; Schwartz et al., 1986). Chez des enfants de 18 à 36 mois, la mesure du périmètre crânien a également pu être négativement corrélée à un apport de plomb alimentaire de 4,9 µg par jour ou une plombémie moyenne de 64 µg.L-1 (Stanek et al., 1998).

A l’inverse, quelques études n’ayant pas mis en évidence de tels effets sont décrites dans la littérature (Greene et Ernhart, 1991 ; Sachs et Moel, 1989).

Autres effets

Des études réalisées en milieu professionnel ont montré que le plomb peut exercer un effet dépresseur sur la glande thyroïde pour des niveaux d'exposition élevés (Robins et al., 1983 ; Tuppurainen et al., 1988). Les auteurs ont en effet noté une corrélation négative entre la durée d’exposition et le taux sérique de thyroxine totale et libre chez les sujets ayant des plombémies supérieures à la moyenne du groupe soit 560 µg.L-1. Il semblerait par ailleurs que l’atteinte thyroïdienne soit peu probable lorsque l’exposition au plomb est maintenue à un niveau tel que la plombémie ne dépasse pas 600 µg.L-1 (Gennart et al., 1992). Plusieurs études montrent aussi une altération de la thyréostimuline pour des plombémies comprises entre 400 et 600 µg.L-1 (Lopez et al., 2000 ; Singh et al., 2000).

Par contre, des résultats surprenants montrent l’absence d’effet du plomb sur la thyroïde chez les enfants, y compris pour des plombémies supérieures à 600 µg.L-1 (Siegel et al., 1989). Les enfants ne seraient donc pas plus (voire même moins) sensibles que les adultes à cet effet.

Les effets du plomb sur le système immunitaire se manifestent essentiellement par une réduction du pourcentage et de la valeur absolue des cellules T (CD3+) et cellules T helper (CD4+), observée sur des sujets ayant des plombémies supérieures à 250 µg.L-1 et pouvant atteindre 1 000 µg.L-1 (Fischbein et al., 1993 ; Undeger et al., 1996 ; Basaran et Undeger, 2000). En ce qui concerne l’immunité à médiation humorale, la diminution du taux de certaines immunoglobulines (IgA) n’est pas systématiquement observée dans les diverses études et les personnes exposées ne semblent pas présenter de susceptibilité particulière aux infections (Ewers et al., 1982 ; Pinkerton et al., 1998 ; Sata et al., 1998).

Certains auteurs avaient suggéré que le plomb puisse être un facteur de risque dans le développement d’asthme chez l’enfant (Dietert et al., 2002) mais récemment, Joseph et al. ont montré que l’influence génétique était plus importante que l’exposition au plomb (Joseph et al., 2005).

Les effets du plomb inorganique chez les enfants et les adultes sont présentés dans le tableau de synthèse ci-après, en relation avec la plombémie minimale pour laquelle un tel effet peut être observé (ä : fonction croissante ; æ : fonction décroissante).

Effets observés chez l’adulte et l’enfant en fonction de la plombémie minimale
(d’après INSERM, 2006)

Enfants

Plombémie (µg.L-1)

Adultes

Décès

1 500

Décès

Douleurs abdominales

1 000

Encéphalopathie

Encéphalopathie

Longévité diminuée

Troubles de la mémoire, effets sur l’habileté manuelle

Douleurs abdominales

Effets sur la thyroïde

500

æ Vitesse de conduction nerveuse

Neuropathie périphérique

400

Anémie

Effets musculo-squelettiques

Pression artérielle systolique ä (hommes)

Altération synthèse hémoglobine

Effets sur les reins

æ Métabolisme de la vitamine D

300

Altération de la synthèse d’hémoglobine

Effets sur le système immunitaire

æ Acuité auditive

ä Protoporphyrines urinaires (hommes)

æ Vitesse de conduction nerveuse

Anémie

200

 Néphropathie

ä Protoporphyrines urinaires (femmes)

ä Protoporphyrines urinaires

150

100

æ QI

10

æ Acuité auditive

æ Croissance

Passage placentaire

 

Chez l’homme, les principaux effets sont observés au niveau du système nerveux central et périphérique (encéphalopathie, neuropathies périphériques, troubles mentaux organiques). Une anémie microcytaire hypochrome est aussi observée, de même que des atteintes rénales (néphropathie tubulaire, fibrose interstitielle et atrophie tubulaire, insuffisance rénale avec sclérose glomérulaire), une augmentation de la pression artérielle, des effets sur la thyroïde, le système immunitaire ou la croissance des os chez les enfants.

Chez l'animal

Effets sur le système nerveux central et périphérique

Les lésions histologiques induites par le plomb sont localisées chez le rat au niveau de l'hippocampe, du cortex cérébral, du système limbique et du cervelet et se traduisent généralement par un retard ou une diminution du développement de ces différentes structures cérébrales (Finkelstein et al., 1998). Une diminution de la taille et du nombre des axones du nerf optique a également pu être observée chez la souris (Tennekoon et al., 1979).

Les systèmes de neurotransmission, notamment glutamatergique, sont également fortement perturbés par des expositions au plomb, avec des effets particulièrement importants pendant la période de développement cérébral (Singh, 1993). L'augmentation de la libération de glutamate est observable uniquement lorsque l'exposition au plomb (0,64 mg.kg-1.j-1), pendant 10 semaines, débute 5 jours après la naissance. En différant l'exposition de 5 semaines, la libération de glutamate retrouve son niveau basal (Singh et Ashraf, 1989). Le plomb a également une action sur de nombreux autres neurotransmetteurs (dopamine, noradrénaline, sérotonine, catécholamines, acétylcholine). Certaines interférences négatives entre les systèmes dopaminergique et glutamatergique, par exemple, pourraient expliquer les effets neurologiques du plomb (Cory Slechta et al., 1997). Par ailleurs, la diminution de la libération de dopamine au niveau du noyau accumbens (Le noyau accumbens est un ensemble de neurones situés à l'intérieur de la zone corticale du cerveau. Il semble qu'il joue un rôle important dans le circuit de la récompense, le rire, le plaisir, l'addiction, la peur et l'effet placebo.) pourrait, selon les auteurs de cette étude, être secondaire aux modifications du métabolisme calcique lié au plomb (Kala et Jadhav, 1995b). En effet, plusieurs études ont montré que le plomb est capable de perturber l'homéostasie calcique des cellules (Finkelstein et al., 1998 ; Goldstein, 1993 ; Simons, 1986).

Les atteintes physiologiques et les dysfonctionnements de certains systèmes de neurotransmission pourraient être directement impliqués dans les déficits de la capacité d'apprentissage, de mémorisation et d'attention observés lors de l'intoxication systémique par le plomb.

Les études de comportement chez l’animal ont permis d’affirmer le lien de cause à effet entre l’imprégnation par de faibles doses de plomb pendant la période de maturation cérébrale et les troubles neuropsychologiques ultérieurs (Banks et al., 1997). Des rats intoxiqués par le plomb pendant l'allaitement présentent dans les tests d'apprentissage des difficultés plus importantes que les animaux imprégnés après le sevrage (Cory Slechta et al., 1992). La vulnérabilité du cerveau immature exposé pendant la période prénatale et/ou postnatale se traduit également par des troubles moteurs, une fatigue musculaire et des anomalies des mouvements rapides de flexion extension (Newland et al., 1996).

Les études comportementales chez l’animal (singe, rat, poulet) permettent également de confirmer le rôle de l’imprégnation par le plomb à faibles doses dans la survenue ultérieure de troubles des apprentissages, de la mémoire spatiale et non spatiale ainsi que des défauts d’attention (Hopper et al., 1986 ; Winneke et al., 1977). Les dysfonctionnements des fonctions visuelles et auditives mises en évidence chez l’animal pourraient contribuer aux effets négatifs de faibles doses de plomb sur le développement cognitif (Levin et al., 1988 ; Lilienthal et Winneke, 1996 ; Rice, 1997).

Par contre, les études animales n'ont pas permis de lever l'ambiguïté sur l'existence ou non d'une relation dose-réponse concernant l'effet neurologique du plomb et l'absence de seuil toxique suspectée chez l'homme (Winneke et al., 1996).

Effets cardio-vasculaires

Chez le rat, l’administration orale de 50 ppm d’acétate de plomb pendant 160 jours entraîne une nette augmentation de la pression sanguine qui passe de 128/98 dans le groupe témoin à 182/138 chez les animaux traités (Iannaccone et al., 1981). Parmi les nombreuses études ayant décrit l’action hypertensive du plomb, y compris pour de faibles concentrations de 0,1 ppm (12 mois) à 1 ppm (3 mois) dans l’eau de boisson (Perry et al., 1988), certaines ont également tenté d’expliquer le ou les mécanismes physiopathologiques impliqués. L’étude de Ding et al. a montré qu’en piégeant les substances réactives oxygénées ou en augmentant pharmacologiquement le taux de NO circulant, les animaux traités au plomb (100 ppm d’acétate de plomb, dans l’eau de boisson, pendant 12 semaines) retrouvaient une pression sanguine proche de celle du lot témoin (Ding et al., 1998).

D’autres mécanismes ont été évoqués : interactions avec l’homéostasie calcique et/ou certains processus contrôlés par le calcium (activation de la voie de la protéine kinase C ou de la calmoduline) (Chai et Webb, 1988 ; Schwartz, 1988, 1991, 1992), interférence avec le transport transmembranaire d’ions comme le sodium ou le potassium (Hajem et al., 1990), interférence avec les systèmes rénine-angiotensine-aldostérone et kallikréine-kinine qui reste très controversée (Staessen et al., 1995), action mécanique par une atrophie des fibres élastiques de l’aorte (Skoczyska et al., 1993). Des résultats contradictoires ont néanmoins montré l’absence d’hypertension chez des rats ayant reçu pendant 5 mois des doses journalières de 5 à 25 ppm dans l’eau de boisson (Victery et al., 1982).

Effets hématologiques

Les données expérimentales soulignent des disparités de la toxicité du plomb en relation avec le mode d’administration, et également la nature chimique du composé étudié.

A titre d’exemple, pour obtenir un même effet comme la baisse de l’hématocrite, des rats doivent recevoir 19,2 mg.kg-1.j-1 d’acétate de plomb (NOAEL de 6,4 mg.kg-1.j-1), administré par gavage (Overmann, 1977), ou 318 mg.kg-1.j-1 d’acétate de plomb via l’alimentation (Walsh et Ryden, 1984). Dans l’eau de boisson, des doses journalières de 34 mg.kg-1.j-1 d’acétate de plomb sont sans effet sur l’hématocrite (Fowler et al., 1980 ; Victery et al., 1982). Une étude réalisée chez des singes a mis en évidence une baisse de l’hématocrite dans le groupe exposé 7 ans à une dose de 2 mg.kg-1.j-1 d’acétate de plomb (Rice, 1996).

Des paramètres beaucoup plus sensibles mettent en évidence l’action du plomb sur la biosynthèse de l’hème. C’est notamment le cas des précurseurs de porphyrines (acide δ-aminolévulinique ou ALA et coproporphobilinogène) qui augmentent dans les urines de rats faiblement exposés 6 à 12 mois à des concentrations de 0,1 mg.kg-1.j-1 d’acétate de plomb dans l’eau de boisson (NOAEL de 0,0015 mg.kg-1.j-1) (Krasovskii et al., 1979).

Des corrélations entre l’augmentation urinaire de ALA ou de protoporphyrines-zinc et l’apport de plomb ont également été obtenues par plusieurs équipes (Cory Slechta, 1990 ; Flora et al., 1993 ; Fowler et al., 1980). A des doses équivalentes, les plus fortes augmentations ont été obtenues avec l’acétate ou l’oxyde de plomb, suivi par le sulfate de plomb (Dieter et al., 1993 ; Freeman et al., 1996).

Les études animales ont par ailleurs montré que les effets du plomb sur la synthèse de l’hème sont variablement répartis dans les différents organes : diminution de l’activité de l’ALA synthétase dans les reins (Fowler et al., 1980) ; diminution de l’activité de l’ALAD dans le cerveau, le foie et la rate (Gerber et al., 1978) ; diminution de l’activité de la ferrochélatase dans les reins (Fowler et al., 1980).

Effets rénaux

La toxicité rénale est caractérisée chez l’animal comme chez l’homme par une réduction de la filtration glomérulaire et l’apparition d’une aminoacidurie globale.

Outre l’atteinte mitochondriale, le plomb forme au niveau des cellules rénales de véritables complexes avec des protéines partiellement dégradées. La présence de ces inclusions intranucléaires a été décrite dans plusieurs études de toxicité subchronique et un NOAEL de 0,5 mg.kg-1.j-1 de plomb, sous forme d’acétate, a pu être déterminé chez le rat mâle, alors que les NOAEL sont de 1,5 mg.kg-1.j-1 de plomb sous forme d’oxyde et de 5 mg.kg-1.j-1 de plomb sous forme de sulfate (Dieter et al., 1993). Il semblerait que le plomb (plus ou moins biodisponible selon le complexe formé) soit absorbé par endocytose, à l’état de complexe Pb-α2-u-globuline, au niveau de l’épithélium du tubule proximal (Fowler et DuVal, 1991 ; Fowler, 1992). Ce complexe ne peut être dégradé par les protéases lysosomiques, et migre jusqu’au noyau où il se fixe sur certaines régions de l’ADN, ce qui a pour effet de déréprimer des gènes et de modifier la nature des protéines synthétisées par ces cellules. Le lien avec l’apparition d’adénocarcinomes du rein n’a pas été démontré.

La β2-globuline urinaire serait le marqueur le plus précoce de l’atteinte toxique au niveau du rein (Vyskocil et al., 1989 ; Vyskocil et al., 1995).

Lorsque l’exposition se poursuit au-delà d’un an, les inclusions nucléaires disparaissent et s’installe progressivement une fibrose interstitielle associée à une insuffisance rénale plus ou moins prononcée (Koller et al., 1985).

Effets sur les os / dents

Des études de toxicité subchronique ont également montré chez le rat la répercussion de l’exposition au plomb sur la croissance et le métabolisme minéral de l’os. Une réduction de 20 % du contenu en calcium et phosphore des os a été observée chez de jeunes animaux ayant des plombémies de 400 µg.L-1 (exposition pré et postnatale), ainsi que pour le groupe le plus exposé (plombémies de 700 µg.L-1) un retard général de croissance (poids et taille) de 10 % (Hamilton et O'Flaherty, 1994). A l’âge adulte, des femelles exposées approximativement à 1 mg.kg-1.j-1 d’acétate de plomb pendant 50 jours présentaient une nette diminution de la structure trabéculaire du fémur et du cartilage (Escribano et al., 1997 ; Gonzalez Riola et al., 1997). Des résultats similaires ont été obtenus chez des mâles après 3 à 12 mois d’exposition au plomb (7,7 mg.kg-1.j-1) (Gruber et al., 1997). Carmouche et al. ont, de plus, mis en évidence une augmentation du délai de réparation de fractures, voire même une absence totale de consolidation pour des plombémies supérieures à 400 µg.L-1 (Carmouche et al., 2005).

Les études réalisées chez les animaux confirment l’impact du plomb sur le développement de caries (Watson et al., 1997) et dans le délai de reminéralisation des dents (Gerlach et al., 2002).

Effets sur le poids

Les données relatives à la perte de poids occasionnée par l’exposition au plomb sont pour la plupart issues des études de toxicité subchronique. Pour une exposition de 30 jours, par apport alimentaire, les différentes valeurs de NOAEL exprimées en plomb sont de    1,5 mg.kg-1.j-1 pour l’acétate et l’oxyde de plomb, 5 mg.kg-1.j-1 pour le sulfate de plomb (Dieter et al., 1993). L’étude de Freeman mentionne une valeur de NOAEL identique pour l’acétate et le sulfate de plomb de 6,4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition de 44 jours (rats mâles) (Freeman et al., 1996). Dans une étude 90 jours, un NOAEL de 38 mg.kg-1.j-1 a pu être déterminé pour l’acétate de plomb administré dans l’eau de boisson (Kala et Jadhav, 1995a).

Autres effets

En ce qui concerne les conséquences de l’effet du plomb sur le système immunitaire, une étude a montré qu’une exposition in utero entraînait des lésions persistantes plus importantes qu’une exposition postnatale (Miller et al., 1998). L’immunité à médiation cellulaire est altérée avec une réduction du nombre de cellules T, tandis que l’immunité à médiation humorale serait marquée par une augmentation sérique du taux des IgG et des IgE. Lors d'exposition postnatale, les résultats ne sont pas constants d'une étude à l'autre et ne permettent pas de valider les effets du plomb sur le système immunitaire.

Quelques études montrent aussi l’effet d’une faible exposition répétée au plomb sur le foie. Ainsi, Schepers a exposé pendant 20 semaines des rats albinos mâles et femelles (6/sexe) à 0,0017 et 0,17 mg.kg-1, 5 jours par semaine (Schepers, 1964). Les rats ont tous été sacrifiés un ou deux jours après l’arrêt du traitement et des autopsies ont été réalisées. Les rats exposés à la plus faible dose présentaient des hypotrophies hépatocytaires, associées à des déplétions en glycogène.

Effets systémiques

Tous les effets du plomb inorganique observés chez l’animal sont principalement issus d’études par voie orale mais dans tous les cas sont rapportés à la plombémie associée : c’est pourquoi, les organes cibles ne sont pas différenciés selon la voie d’exposition dans le tableau ci-après. Il faut noter que la plupart des études expérimentales réalisées utilisent des composés du plomb qui ne sont pas utilisés ou en adéquation avec les expositions humaines.

Synthèse des taux d’absorption et organes cibles en fonction des voies d’exposition

Substance Chimique

Voies d’exposition

Taux d’absorption

Homme                             Animal

Organes cibles

Principal            Secondaire

Plomb inorganique

et

ses dérivés

Inhalation

20 à 30 %

(Thompson, 1971)

-

Organes communs pour toutes les voies d’exposition

Voie orale

5 à 10 % (adulte)

(Hursh et Suomela, 1968)

20 % (enfant de 10 ans)

(DeMichele, 1984 ; Ziegler et al., 1978)

50 % (enfant 2 ans) (DeMichele, 1984 ; Ziegler et al., 1978)

26 % singe (adulte)

16 % souris

38 % singe (jeune)  15 à 42 %  souris

          

74 à 89 % souris  (16 à 22 jours)

SN*

Sang

Reins

Appareil digestif

Os

Thyroïde

Système cardiovasculaire

SI**

Troubles musculo squelettiques

Cutanée

négligeable

*SN : système nerveux central et périphérique

**SI : système immunitaire

Les études réalisées chez les animaux concordent avec les observations réalisées chez l’homme.

Effets cancérigènes

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE L’acétate de plomb a été classé en Catégorie 2 : Substances préoccupantes pour l’homme en raison d’effets cancérogènes possibles. L’hydrogénoarséniate de plomb a été classé en Catégorie 1A : substance que l’on sait être cancérigène pour l’homme. 2008
IARC Groupe 2A - le plomb et ses dérivés inorganiques pourraient être potentiellement cancérigènes pour l'homme (2006). Groupe 1 - les chromates et arséniates de plomb sont considérés séparément et classés comme cancérigènes pour l'homme (1987). Groupe 3 - les composés organiques ne peuvent être classés pour leur cancérogénicité pour l'homme 2006). 2006
US EPA Groupe B2 - le plomb et ses dérivés inorganiques pourraient être potentiellement cancérigènes pour l'homme 1989
Chez l'homme

Chez l’homme, un ensemble de données indique qu'une exposition professionnelle pourrait être associée à un risque accru de cancers des poumons, de l’estomac ou des reins (pour des expositions de longues durées).

Une première méta-analyse de toutes les études de cohortes et cas-témoin publiées jusqu’en 1990, réalisée par Fu et Boffetta, 1995 a permis de constater l’existence d’un risque accru de cancers respiratoires, gastriques et vésicaux. Ainsi, comme le rapporte Garnier, 2005 le risque relatif (RR) de cancer bronchopulmonaire (RR : 1,30 ; IC95 % : 1,15 – 1,46) et de cancer gastrique (RR : 1,34 ; IC95 % : 1,14 – 1,57) est modérément élevé pour des expositions au plomb. Ce risque relatif de cancer bronchopulmonaire (RR : 1,14 ; IC95 % : 1,04 – 1,473) est plus faible après élimination de l’étude de Lundstrom et al. (1997) présentant une co-exposition avec de l’arsenic, mais les différences restent significatives. Globalement, il n’y a pas d’augmentation des risques de cancers rénaux et cérébraux, bien que deux études montrent un risque élevé de cancer rénal et une autre un excès significatif de gliomes (Steenland et Boffetta, 2000). Il subsiste cependant à l’égard de ces analyses des réserves relatives à la prise en compte non systématique de facteurs confondants éventuels, tels que le tabac ou les habitudes alimentaires. Par ailleurs, certains auteurs considèrent que l’excès de cancer bronchique chez les fondeurs de plomb serait multifactoriel, d’autres composés que le plomb comme  l’arsenic, le chrome hexavalent ou les hydrocarbures aromatiques polycycliques pouvant jouer un rôle majeur (Gerhardsson et Nordberg, 1993 ; Lundstrom et al., 1997).

Une étude menée à Taïwan entre 1979 et 2007 pour des émissions environnementales de plomb a montré que des zones à fort niveau d’exposition au plomb étaient corrélées avec une augmentation de l’incidence des cancers du cerveau, après ajustement avec des facteurs confondants (Lin et al., 2012).

Les principales études de cohortes, rapportées par l’IARC  et détaillées dans le tableau ci-dessous, présentent les mêmes limites d’interprétation (IARC, 2006).

Principales études de cohortes (d'après IARC, 2006)

Référence, lieu étude

Description de la cohorte

Niveau d’exposition au plomb

Site de cancer

Nombre de cas / décès observés

Risques relatifs

95% IC

Fanning, 1988

United Kingdom – usine de batteries

Etude de mortalité proportionnelle

2073 hommes groupés par tranches de 10 ans d’âge, morts entre 1926 et 1985

Niveau bas : population de référence (1206 hommes)

Niveau haut : 867 hommes

Tous sites

Poumons

Estomac

195

76

31

PMOR

0,95

0,93

1,34

Wong et Harris, 2000

USA – usine de batteries

4518 hommes employés au moins 1 an entre 1947 et 1970

Suivi des causes de la mort entre 1947 et 1995

Comparaison avec les taux de mortalité de la population générale des USA

Pas de données d’exposition

[Pb]sang moyenne : 630 µg.L-1

[Pb]urine moyenne : 1300 µg.L-1

Tous sites

Poumons

Estomac

Reins

Gros intestin

Rectum

SNC

624

210

45

7

59

14

10

SMR

104,7

113,9

152,8*

50,2

103,9

84,7

75

96,6-113,2

99-130,4

111,5-204,5

20,2-103,4

79,1-134

46,3-142,1

35,9-137,9

Wong et Harris, 2000)

USA – fonderies

2300 hommes employés dans 6 fonderies au moins 1 an entre 1947 et 1970

Suivi des causes de la mort entre 1947 et 1995

Comparaison avec les taux de mortalité de la population générale des USA

Pas de données d’exposition

[Pb]sang moyenne : 800 µg.L-1

[Pb]urine moyenne : 1730 µg.L-1

Tous sites

Poumons

Estomac

Reins

Gros intestin

Rectum

SNC

273

107

15

6

22

8

5

SMR

101,8

121,5

133,4

92,3

89

123

74,5

90,1-114,6

99,5-146,8

74,6-220

33,9-201

55,8-134,7

53,1-242,4

24,2-173,9

Steenland et al., 1992

USA - fonderie

1990 hommes employés au moins 1 an, avec au moins 1 jour de présence entre 1940 et 1965

Sous-cohorte fortement exposée de 1436 hommes

[Pb]sang moyenne : 560 µg.L-1

[Pb]air moyenne : 3,1 mg.m-3

[As]air moyenne : 14 µg.m-3

Cohorte totale

Tous sites

Poumons

Estomac

Reins

Colorectal

Sous cohorte

Tous sites

Poumons

Estomac

Reins

Colorectal

192

72

15

9

9

137

49

10

8

8

SMR

98

118

136

193

48

98

111

128

239

59

84-112

92-148

75-224

88-367

22-90

81-115

82-147

61-234

103-471

25-116

Cocco et al., 1997

Italie - fonderie

1388 hommes employés au moins 1 an entre 1932 et 1971

Suivi de la mortalité entre 1950 et 1992

[Pb]air moyenne : 48 µg.m-3

Tous sites

Poumons

Estomac

Reins

Cerveau

149

35

17

5

4

SMR

69

62

49

142

125

58-81

43-86

29-79

46-333

34-319

Gerhardsson et al., 1995

Suède - fonderie

664 hommes employés au moins 3 mois entre 1942 et 1987

Incidence observée entre 1969 et 1989

[Pb]sang 1969 : 620 µg.L-1

[Pb]sang 1985 : 330 µg.L-1

Tous sites

Estomac

Reins

SNC

Tractus respiratoire

40

3

1

1

6

SIR[1]

127

188

80

75

132

91-174

39-550

2-448

2-420

49-288

SIR : Standardized Incidence Ratio  PMOR : Proportional Mortality Odd Ratio  SIR : Standardized Incidence Ratio

Deux études environnementales, réalisées à partir des données du NHANES II (National Health and Nutrition Examination Survey) mettent en évidence l’existence d’une relation dose-réponse entre la plombémie et la survenue de cancer des poumons (Jemal et al., 2002 ; Lustberg et Silbergeld, 2002). Toutefois, ces observations ne concordent pas avec ce qui est observé chez les travailleurs, exposés à des concentrations bien plus importantes (IARC, 2006).

Les conclusions de l’IARC sont les suivantes (IARC, 2006) : chez l’homme, preuves limitées pour le plomb inorganique et inadéquates pour le plomb organique

L’exposition professionnelle pourrait être associée à un risque accru de cancers des poumons, de l’estomac ou des reins.

Chez l'animal

La classification du pouvoir cancérogène du plomb et de ses composés repose essentiellement sur les résultats d’études expérimentales et, plus spécifiquement, suite à des expositions aux formes inorganiques, à l’acétate de plomb, au sous-acétate de plomb, au chromate de plomb et au phosphate de plomb (IARC, 2006) présentées ci-dessous.

L’oxyde de plomb, l’arséniate de plomb, la poudre de plomb et le tétraéthyle de plomb n’induisent pas d’effet cancérigène chez l’animal (IARC, 2006).

Acétate de plomb

Chez le rat, l’administration orale de plomb sous forme d’acétate de plomb augmente la formation de tumeurs rénales (adénomes et carcinomes), avec la mise en évidence de l’existence d’une relation dose-réponse (Azar et al., 1973 ; Boyland et al., 1962 ; Fears et al., 1989 ; Waszynski, 1977 ; Zawirska et Medras, 1968, 1972 ; Zawirska, 1981). Des gliomes (tumeurs du cerveau issues du tissu de soutien ou glie) ont aussi été observés chez les rats (Zawirska et Medras, 1968, 1972), ainsi qu’un lien entre l’exposition au plomb et la survenue de tumeurs des glandes surrénales, des testicules et de la prostate chez les rats mâles, et la survenue de tumeurs des glandes surrénales chez les rats femelles (Zawirska et Medras, 1968).

Boyland et al. ont exposés 20 rats Wistar mâles, âgés de 10 semaines, à une alimentation contenant 1 % d’acétate de plomb (pureté non précisée) pendant 365 jours, suivi d’une période d’observation de 629 jours (Boyland et al., 1962). Les auteurs ont noté l’apparition de la première tumeur rénale 331 jours après le début de l’exposition et 14 animaux sont ensuite décédés, présentant des tumeurs rénales (15 tumeurs rénales observées dont 14 carcinomes).

Zawirska et Medras ont exposé des rats Wistar (94 mâles et 32 femelles) à une alimentation contenant de l’acétate de plomb (pureté non précisée), afin d’atteindre 3 mg Pb/rat par jour pendant les deux premiers mois d’exposition, puis 4 mg Pb/rat par jour pendant 16 mois (Zawirska et Medras, 1968). Le lot témoin comprenait 19 mâles et 13 femelles. Un examen histologique a été réalisé chez tous les animaux. Après 18 mois, 40 rats ont été euthanasiés et les survivants ont été laissés en vie jusqu’à leur mort naturelle. Chez les témoins, seuls un adénome et un carcinome des glandes mammaires ont été observés. Chez les animaux traités, les tumeurs observées sont recensées dans le tableau ci-après et une incidence significative est mise en évidence pour les tumeurs des reins, des glandes surrénales, des testicules et de la prostate.  

Principaux résultats de l’étude de Zawirska et Medras, 1968

Mâles

Femelles

Localisation / type de tumeurs

Nombre total de tumeurs

Adénomes

Carcinomes

Nombre total de tumeurs

Adénomes

Carcinomes

Reins

58*

43

15

14*

12

2

Glandes surrénales

23*

22

1

9*

-

-

Testicules

23*

-

-

Prostate

22*

21

1

Poumons

10

8

2

5

4

4

Glandes mammaires

3

Muqueuse nasale

4

1

Foie

3

2

Gliome du cerveau

3

Thyroïde

3

2

Conduit spermatique

2

Leucémie

1

1

Sarcome

1

2

Œsophage

1

 * Incidence significative, p<0,05, two-tailed Fisher’s exact test

Ces mêmes auteurs  ont aussi démontré l’existence d’un lien entre l’incidence des tumeurs et la durée de l’exposition au plomb sous forme d’acétate (Zawirska et Medras, 1972 ; Zawirska, 1981). Ils ont exposé des rats Wistar (47 mâles et 47 femelles), âgés de 31 semaines, à une alimentation contenant de l’acétate de plomb (pureté non précisée) à hauteur de 3 mg Pb par jour, du 60ème au 504ème jour. Un lot témoin, composé de 31 mâles et femelles ou 47 mâles et femelles, a été observé pendant 800 jours. Un examen histologique a été réalisé chez tous les rats ; aucune tumeur n’a été observée chez les témoins. Sur les 94 rats traités, 102 tumeurs ont été recensées dont :

  • 12 rats avec un adénome rénal,
  • 15 rats avec un adénome pulmonaire,
  • 17 rats avec un adénome pituitaire,
  • 10 gliomes du cerveau,
  • 11 adénomes de la thyroïde et 5 des glandes parathyroïdaires,
  • 11 adénomes de la prostate et 8 adénomes des glandes mammaires,
  • et 13 adénomes des glandes surrénales.

Dans cette étude, toutes les incidences de tumeurs observées sont statistiquement significatives (p<0,05, two-tailed Fisher’s exact test), excepté pour les adénomes des glandes parathyroïdaires.

Azar et al. ont exposé des lots de 50 rats mâles et femelles à 0 - 10 - 50 - 100 - 500 ppm de plomb, sous forme d’acétate de plomb (pureté non précisée), via la nourriture pendant deux ans (Azar et al., 1973). Peu de temps après le début de cette première expérimentation, une seconde étude a démarré avec l’exposition de 20 mâles et 20 femelles à 1 000 et 2 000 ppm de plomb via la nourriture, pendant deux ans. Une diminution du poids a été observée chez les animaux exposés à 1 000 et 2 000 ppm, de même qu’une hausse de la mortalité à partir de 500 ppm. L’examen histologique de tous les animaux a révélé la présence de tumeurs rénales chez les animaux recevant 500 - 1 000 et 2 000 ppm. Les incidences rapportées sont les suivantes :

Incidence des tumeurs rénales (Azar et al., 1973)

Doses (ppm)

Incidence de tumeurs rénales

Mâles

Femelles

500

5/50#

0/50

1000

10/20#

0/20

2000

16/20#

7/20*

# Incidence significative, p<0,001, test du Khi² / * Incidence significative, p<0,05, two-tailed Fisher’s exact test

De même, Fears et al. ont aussi mis en évidence une incidence significative de tumeurs malignes rénales, chez des rats (24 mâles et femelles Fischer 344) exposés à 0 – 500 – 2 000 - 8 000 ppm de plomb sous forme d’acétate de plomb (pureté non précisée), via la nourriture pendant 725 jours (Fears et al., 1989).

Les incidences rapportées sont les suivantes :

Incidence des tumeurs rénales (Fears et al., 1989)

Doses (ppm)

Incidence de tumeurs rénales

Mâles

Femelles

500

0/24

0/24

2000

11/24*

1/24*

8000

19/24#

4/24*

# Incidence significative, p<0,001, test du Khi² /* Incidence significative, p<0,05, two-tailed Fisher’s exact test

Sous acétate de plomb

Les études réalisées chez la souris (Van Esch et Kroes, 1969) et chez les rats (Ito et al., 1971 ; Ito, 1973 ; Kasprzak et al., 1985 ; Mao et Molnar, 1967 ; Oyasu et al., 1970 ; Van Esch et al., 1962) montrent une augmentation de l’incidence de cancer des reins par voie orale. Par cette même voie, aucune tumeur pulmonaire n’est observée chez la souris. Par contre, suite à l’administration de sous acétate de plomb par voie intrapéritonéale, les souris de souche A développent des adénomes pulmonaires dès les plus faibles doses testées (Stoner et al., 1986), avec une augmentation de la multiplicité de ces tumeurs (Poirier et al., 1984 ; Stoner et al., 1976).

Van Esch et al. ont exposé entre 11 et 16 rats Wistar mâles et femelles à une alimentation contaminée avec 0,1 % ou 1 % de sous acétate de plomb pendant 29 et 24 mois, respectivement. Une diminution du taux de survie des animaux recevant 1 % de sous acétate de plomb a été observée mais non détaillée (Van Esch et al., 1962). Une augmentation statistiquement significative du nombre de tumeurs rénales est observée, liée à la dose : parmi les rats exposés à 0,1 %, 5/16 mâles et 6/16 femelles, et parmi ceux exposés à 1 %, 6/13 mâles et 7/11 femelles, ont développé des tumeurs rénales (Test de Fisher).

Dans l’étude de Mao et Molnar, 40 rats mâles Wistar ont été exposés à 1 % de sous acétate de plomb via la nourriture jusqu’à leur mort : 31 tumeurs rénales ont été observées, comprenant adénomes et carcinomes (Mao et Molnar, 1967).

Chromate de plomb

Parmi les quelques études réalisées sur le chromate de plomb, les études de Maltoni mettent en évidence, chez les rats, l’induction de sarcomes (rhabdosarcomes et fibrosarcomes) au niveau du site de l’injection sous-cutanée de 30 mg de chromate de plomb (Maltoni, 1976 ; Maltoni et al., 1982).

Suite à l’administration intramusculaire 8 mg de chromate de plomb (pureté 98 %), les rats mâles et femelles exposés présentent à la fois des tumeurs au niveau du site de l’injection mais aussi des carcinomes rénaux (Furst et al., 1976).

Toutefois, l’implication du chrome VI, appartenant au Groupe 1 de l’IARC (), dans la réponse cancérigène observée, doit être prise en compte (IARC, 2006).

Phosphate de plomb

L’injection sous-cutanée de phosphate de plomb, ou en combinaison avec une injection intra-péritonéale, induit l’apparition de tumeurs rénales chez les rats exposés (Baló et al., 1965 ; Roe et al., 1965 ; Tonz, 1957 ; Zollinger, 1953).

Ainsi, des rats albinos (10 par lot) ont reçu des injections sous-cutanées de 20 mg de phosphate de plomb chaque semaine pendant 16 mois (Zollinger, 1953). Parmi les 29 rats ayant survécu au moins 10 mois, 19 rats ont développé des tumeurs rénales (adénomes, cystadénomes, papillomes et carcinomes du cortex). De plus, les auteurs ont montré que l’incidence de ces tumeurs augmentait avec la durée d’exposition.

De même, Tonz a injecté en sous-cutanée 20 mg de phosphate de plomb chaque semaine, pendant 16,5 mois, à des rats albinos (lot de 36, 33, 14 et 29 rats, en fonction des doses) (Tonz, 1957). A la fin de l’étude, les incidences d’adénomes et de carcinomes rénaux observées étaient de 19/29 et 3/29, respectivement. 

Une administration combinée de phosphate de plomb par injection sous-cutanée et intrapéritonéale, aux doses de 29 - 145 - 450 mg de phosphate de plomb, induit le développement de tumeurs rénales de manière dose-dépendante (Roe et al., 1965).

Autres composés

D’autres composés comme l’oxyde de plomb ont également démontré un pouvoir co-cancérogène lorsqu’ils étaient administrés en association avec un cancérogène de référence (Hinton et al., 1979 ; Kobayashi et Okamoto, 1974).

De plus, certaines données expérimentales suggèrent que le plomb peut agir comme promoteur. Ainsi, à faibles concentrations, l’ion Pb2+ peut stimuler l’activité de la protéine kinase C (Markovac et Goldstein, 1988a, 1988b). La formation d’inclusions nucléaires, composées de protéines acides complexées au Pb2+, peut également influencer la croissance et la division cellulaire (Beck, 1992).

Les conclusions de l’IARC sont les suivantes (IARC, 2006) : chez l’animal 

preuves suffisantes pour le plomb inorganique, l’acétate de plomb, le sous acétate de plomb, le chromate de plomb et le phosphate de plomb

preuves inadéquates pour l’oxyde plomb, l’arséniate de plomb, le plomb organique, le plomb tétraéthyle et la poudre de plomb.

La classification du CIRC qui considère comme probablement cancérogène le plomb et de ses composés repose essentiellement sur les résultats des études expérimentales et plus spécifiquement lors d’expositions aux composés inorganiques, à l’acétate de plomb, au sous acétate de plomb, au chromate de plomb et au phosphate de plomb. Les composés d’oxyde de plomb, d’arséniate de plomb, la poudre de plomb et le tétraéthyle de plomb n’induisent pas d’effet cancérigène chez l’animal.

Effets génotoxiques

Généralités

En 2006, l’IARC rapporte une synthèse et une analyse des principales données disponibles. Ces données sont mentionnées ci-dessous et complétées avec des données plus récentes (Garcia-Leston et al., 2010). Si certaines études n’ont pas démontré d’effets, de nombreuses études présentent des résultats positifs.

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE Le diacétate de plomb, l’hexafluorosilicate de plomb (II), les dérivés du plomb à l’exception de ceux nommément cités à l’annexe, les dérivés alkylés du plomb, l’hydrogénoarséniate de plomb ont été examinés par l’Union Européenne mais n’ont pas été classés.
Chez l'homme

Les études réalisées chez l’homme en milieu industriel montrent une génotoxicité évidente, avec des résultats positifs dans de nombreux tests (IARC, 2006). Les études disponibles ont été réalisées au moyen de différents tests : test des comètes (Chen et al., 2006 ; Danadevi et al., 2003 ; Fracasso et al., 2002 ; Grover et al., 2010 ; Martino-Roth et al., 2003 ; Palus et al., 2003 ; Restrepo et al., 2000 ; Steinmetz-Beck et al., 2005 ; Ye et al., 1999), d’altérations de l’ADN ou liaisons ADN-protéines (Wu et al., 2002), de cassure simple brin de l’ADN (Hengstler et al., 2003), du micronoyau (Chen et al., 2006 ; Grover et al., 2010 ; Hamurcu et al., 2001 ; Kapka et al., 2007 ; Martino-Roth et al., 2003 ; Palus et al., 2003 ; Shaik et Jamil, 2009 ; Vaglenov et al., 1997 ; Vaglenov et al., 1998 ; Vaglenov et al., 2001), d’aberrations chromosomiques (Al-Hakkak et al., 1986 ; Forni et al., 1976 ; Grover et al., 2010 ; Huang et al., 1988 ; Madhavi et al., 2008 ; Maki-Paakkanen et al., 1981 ; Nordenson et al., 1978 ; O'Riordan et Evans, 1974 ; Schmid et al., 1972 ; Schwanitz et al., 1970 ; Schwanitz et al., 1975 ; Shaik et Jamil, 2009), d’échanges de chromatides sœurs (Donmez et al., 1998 ; Duydu et Suzen, 2003 ; Duydu et al., 2005 ; Grandjean et al., 1983 ; Huang et al., 1988 ; Leal-Garza et al., 1986 ; Maki-Paakkanen et al., 1981 ; Palus et al., 2003 ; Rajah et Ahuja, 1995 ; Wiwanitkit et al., 2008 ; Wu et al., 2002).

Toutefois, dans l’ensemble de ces études une co-exposition à d’autres composés, rend difficile l’attribution des effets génotoxiques observés au seul plomb. Peu d’études sont disponibles en dehors du milieu professionnel et elles ne mettent en évidence aucune corrélation entre les concentrations en plomb dans le sang et les effets génotoxiques. Les tests qui ont été pratiqués sont les dommages oxydatifs de l’ADN (Merzenich et al., 2001), les échanges de chromatides sœurs (Dalpra et al., 1983) et les aberrations chromosomiques (Bauchinger et al., 1977 ; Bijlsma et de France, 1976)

Le plomb est un métal qui ne semble pas avoir une action directe sur l’ADN pour des plombémies normalement rencontrées. Sa génotoxicité indirecte semble liée d’une part, à l’augmentation et la modulation des espèces réactives de l’oxygène, et d’autre part, à son interaction avec les protéines cellulaires, dont celles impliquées dans les mécanismes de réparation de l’ADN (Silbergeld, 2003 ; Xu et al., 2008). Ces propriétés sont à l’origine de mutations, de modifications dans l’expression des gènes et de proliférations cellulaires, contribuant à la cancérogénicité si l’exposition est maintenue. S’il est donc vraisemblable que les effets soient en grande partie liés à des mécanismes d’action génotoxiques indirects, des effets génotoxiques directs ne peuvent pas être totalement exclus, en l’état actuel des connaissances.

Chez l'animal

In vivo, les tests ont été réalisés par voies orale, respiratoire, sous-cutanée, intrapéritonéale et intraveineuse. Il faut souligner que les plombémies ne sont pas disponibles pour ces études. Des cassures de brins d’ADN dans les leucocytes (Yuan et Tang, 2001), les cellules hépatiques, rénales, de la cavité nasale, de la moelle osseuse (Valverde et al., 2002) chez la souris ou rénales chez le rat (Robbiano et al., 1999) ont été mises en évidence lors d’exposition à l’acétate de plomb. Des résultats variables ont été observés au niveau des échanges de chromatides sœurs avec des résultats positifs sur cellules de moelle osseuse chez la souris Swiss (Nayak et al., 1989) ou albinos (Dhir et al., 1993) pour des expositions au nitrate de plomb. Chez le rat, certaines études ont montré la présence de micronoyaux dans les cellules de moelle osseuse  (Tachi et al., 1985), ou rénales (Robbiano et al., 1999) lors d’exposition à l’acétate de plomb.

Une augmentation de la fréquence des aberrations chromosomiques est observée sur cellules de moelle osseuse (Deknudt et Gerber, 1979) et leucocytes (Muro et Goyer, 1969) chez les souris, sur cellules de moelle osseuse (Tachi et al., 1985) chez les rats et sur lymphocytes (Deknudt et al., 1977) de singes exposés à l’acétate de plomb ou sur cellules de moelle osseuse de la mère et de foie du fœtus chez la souris exposée au nitrate de plomb (Nayak et al., 1989).

Une aneuploïdie est observée sur cellules de moelle osseuse de rat (Nehez et al., 2000) et sur lympocytes de singes (Deknudt et al., 1977) pour des expositions à l’acétate de plomb et sur cellules de moelle osseuse de la mère et de foie du fœtus chez la souris exposée au nitrate de plomb (Nayak et al., 1989).

Enfin, des anomalies de morphologie des spermatozoïdes ont été observées chez les souris (Bruce et Heddle, 1979) et des anomalies sont rapportées chez des singes (Foster et al., 1996) pour des expositions à l’acétate de plomb.

In vitro

Les études réalisées sur bactéries ne montrent aucune induction de mutation de la part de l’acétate de plomb (Dunkel et al., 1984 ; Nishioka, 1975 ; Rosenkranz et Poirier, 1979) ou du chlorure de plomb (Nestmann et al., 1979 ; Nishioka, 1975), à la différence du chromate de plomb (Nestmann et al., 1979) et du bromure de plomb (Maslat et Haas, 1989).

Toutefois, pour ces deux derniers composés, l’activité génotoxique semble liée aux anions plutôt qu’au plomb, ceci a été clairement démontré pour le chromate de plomb (Douglas et al., 1980).

L’acétate et le nitrate de plomb induisent des ruptures de brins d’ADN chez plusieurs cellules de mammifères. Les tests d’échanges de chromatides sœurs et d’aberrations chromosomiques montrent des réponses variables. En pratique, il s’agit de résultats positifs à un certain nombre de tests  lors de l’exposition à l’acétate de plomb : de cassures de l’ADN sur culture primaire de cellules de rats (Robbiano et al., 1999), sur cellules transgéniques G12 (Roy et Rossman, 1992), de mutation génique au niveau du locus HPRT sur cellules CHO K1 (Yang et al., 1996), de micronoyau sur cellules V79 (Thier et al., 2003) de transformation cellulaire sur cellules SHE (Zelikoff et al., 1988), de cassure d’ADN sur cellules humaines de reins (Robbiano et al., 1999), de cassures d’ADN simple ou double brins ou de liaisons croisées ADN-protéines sur lymphocytes humains (Wozniak et Blasiak, 2003). De même, pour le nitrate : mutation géniques au locus HPRT sur cellules V79 (Zelikoff et al., 1988), échanges de chromatides sœurs sur cellules CHO (Cai et Arenaz, 1998 ; Lin et al., 1994) et cassures de brins sur cellules transgéniques G12 (Roy et Rossman, 1992). La formation de micronoyaux est présente dès les faibles concentrations.

Aucun résultat de test in vitro n’est disponible pour les composés organiques du plomb.

En conclusion, le plomb est un métal qui ne semble pas avoir une action directe sur l’ADN pour des plombémies normalement rencontrées. Sa génotoxicité indirecte semble liée d’une part, à l’augmentation et la modulation des espèces réactives de l’oxygène, et d’autre part, à son interaction avec les protéines cellulaires, dont celles impliquées dans les mécanismes de réparation de l’ADN (Silbergeld, 2003 ; Xu et al., 2008). Ces propriétés sont à l’origine de mutations, de modifications dans l’expression des gènes et de proliférations cellulaires, contribuant à la cancérogénicité si l’exposition est maintenue. 

S’il est donc vraisemblable que les effets cancérogènes soient en grande partie liés à des mécanismes d’action génotoxiques indirects, des effets génotoxiques directs ne peuvent pas être totalement exclus, en l’état actuel des connaissances. C’est pourquoi le plomb doit être considéré comme un cancérogène sans seuil d’effet.

Effets sur la reproduction

Chez l'homme

Chez l'homme, les études suggèrent qu'une exposition au plomb de l'ordre de 6 à 10 ans (plombémie supérieure à 300 µg.L-1), provoque une réduction de la production des spermatozoïdes et, donc, un risque d'hypofertilité (Alexander et al., 1996 ; Assennato et al., 1987 ; Sallmen et al., 2000).

L’étude de Lin et al., réalisée chez plus de 4 000 sujets exposés professionnellement, a pu mettre en évidence une diminution significative du nombre des naissances par comparaison au groupe témoin (5 000 personnes) dans toutes les catégories d’âges étudiées, hormis le groupe de 51 à 55 ans (Lin et al., 1996). L’allongement de la durée d’exposition au plomb aggrave la diminution de fertilité observée (Lin et al., 1996). De plus, plus la plombémie est forte, plus la baisse de fertilité sera marquée (Shiau et al., 2004). L’ensemble des données disponibles semblent montrer l’existence d’un seuil pour les effets sur la fertilité masculine, correspondant à une plombémie entre 300 et 400 µg.L-1.

La fertilité semble être affectée par l'exposition paternelle au plomb (ATSDR, 1999). L’exposition au plomb affecte la qualité des spermatozoïdes. Plusieurs études ont montré une diminution de la concentration spermatique, des effets sur la chromatine (Bonde et al., 2002) et la présence de spermatozoïdes anormaux pour des plombémies supérieures à 400 µg.L-1 (Alexander et al., 1998 ; Lancranjan et al., 1975 ; Telisman et al., 2000). Une étude récente met en évidence des effets du plomb sur la condensation de la chromatine dans le spermatozoïde (Hernandez-Ochoa et al., 2005). Kasperczyk et al. ont observé une diminution de la motilité des spermatozoïdes, chez des travailleurs présentant une plombémie comprise entre 400 et 810 µg.L-1, probablement consécutive à une augmentation de la péroxydation lipidique (Kasperczyk et al., 2008).

Le plomb agit directement sur les testicules, en perturbant la sécrétion d'hormones sexuelles. Ainsi, la concentration de testostérone est diminuée chez l'homme pour des plombémies supérieures à 600 µg.L-1 (Braunstein et al., 1978 ; Rodamilans et al., 1988).

Il semblerait que ces effets sur les spermatozoïdes et les niveaux de testostérone et estradiol puissent survenir pour des niveaux d’exposition faibles tels que ceux habituellement rencontrés en l’absence d’exposition spécifique au plomb correspondant à une plombémie médiane de 49 µg.L-1 (Telisman et al., 2007).

Enfin, il a été montré une augmentation du délai d’apparition de la puberté chez les garçons  en dessous de 100 µg.L-1 (Hauser et al., 2008 ; Williams et al., 2010).

Il existe peu de données disponibles concernant la femme enceinte et l’exposition au plomb. Les conséquences d’imprégnations faibles sont difficilement mesurables, mais lors d’imprégnations fortes de la femme enceinte, des conséquences graves sont possibles telles que des avortements ou un retard de croissance intra-utérin (Has, 2003).

Chez les femmes ayant une plombémie moyenne de 150 µg.L-1, plusieurs études ont montré aucune augmentation du risque d'avortement spontané comparativement à un groupe témoin (Nordstrom et al., 1979 ; Alexander et Delves, 1981 ; McMichael et al., 1986 ; Baghurst et al., 1987 ; Murphy et al., 1990 ; Borja-Aburto et al., 1999). En revanche, Borja-Aburto et al. ont déterminé une augmentation du risque d’avortement de 1,13 fois par élévation de 10 µg.L-1 de plombémie, entre 101 et 120 µg.L-1 (Borja-Aburto et al., 1999). De même une réduction de la durée de gestation et un risque accru de naissance prématurée a été observé pour des plombémies de 72 µg.L-1 (Cantonwine et al., 2010).

Une baisse de fécondité a pu être associée à un groupe de femmes qui présentait des plombémies comprises entre 290 et 500 µg.L-1 (Sallmen et al., 1995). Une augmentation du délai de conception est rapporté pour une plombémie de 100 µg.L-1 (Shiau et al., 2004). Une augmentation du risque d’infertilité chez les femmes est décrit pour des plombémies comprises entre 100 et 150 µg.L-1 (Sallmen et al., 2000) et il estmultiplié par 3 pour des plombémies supérieures à 25 µg.L-1 par comparaison à celles inférieures à25 µg.L-1 (Chang et al., 2006).

Comme pour les avortements spontanés, les résultats relatifs aux accouchements avant terme sont contradictoires. Alors que des études suggèrent que le plomb entraîne une réduction du poids de naissance, des accouchements prématurés et une altération de la croissance et du développement fœtal (Bellinger et al., 1985 ; McMichael et al., 1986), une étude plus récente ne retrouve pas d'effet sur le poids de naissance ou la durée de la grossesse pour les mères dont les plombémies sont inférieures à 150 µg.L-1 (Bellinger et al., 1991). La comparaison de deux groupes de femmes, avec des plombémies moyennes de 190 et 6 µg.L-1, confirme l’absence de lien entre la durée de gestation, le poids à la naissance et l’exposition prénatale au plomb (Factor Litvak et al., 1991). Au contraire, Torres- Sanchez et al. ont observé trois fois plus de naissances prématurées chez les femmes présentant une concentration en plomb dans le cordon ombilical supérieure ou égale à 51 µg.L-1, par rapport aux femmes présentant une concentration inférieure (Torres-Sanchez et al., 1999). Jelliffe-Pawloski et al. ont mis en évidence un risque de naissance prématurée accru dès 100 µg.L-1 (Jelliffe-Pawlowski et al., 2006). Une augmentation du risque de ruptures prématurées de membranes chez les femmes enceintes en dessous de 150 µg.L-1 (Vigeh et al., 2010).

Enfin, un allongement des délais d’apparition de la puberté chez les filles a été mesuré (Kaji et Nishi, 2006 ; Selevan et al., 2003 ; Wang et al., 2005 ; Wu et al., 2003), même en dessous de 50 µg.L-1 (Naicker et al., 2010).

De nombreuses études ont exploré l’existence potentielle d’une relation entre exposition au plomb et effets sur la reproduction. Les résultats sont contradictoires mais globalement les données disponibles suggèrent un lien entre une plombémie élevée et la survenue d’avortements, d’accouchements avant terme mais aussi d’altération du sperme et donc de la fertilité masculine, ainsi que de la fertilité féminine.

Chez l'animal

Chez l'animal (singe, souris, rat), la spermatogenèse n'est pas altérée, mais des modifications de la qualité des spermatozoïdes sont notées. En effet, aucune modification des paramètres classiquement étudiés pour caractériser les spermatozoïdes (numération, motilité, morphologie) n’a été trouvée dans deux groupes de singes traités chroniquement de la naissance à l’âge de 15 à 20 ans, ayant des plombémies respectives de 100 et 560 µg.L-1 (Foster et al., 1996). C’est également le cas chez la souris mâle pour une intoxication par ingestion d’eau de boisson contenant 1 g.L-1 de chlorure de plomb pendant 3 mois ou encore l’ingestion d’acétate de plomb (5 g.L-1 d’eau contaminée) depuis le premier jour de vie intra-utérine via la mère, jusqu’à l’âge de 60 jours (Johansson, 1989 ; Pinon-Lataillade et al., 1995).

Par contre, des modifications ultrastructurales des spermatozoïdes ont pu être observées chez la souris pour des ingestions d’acétate de plomb plus importantes (10 g.L-1) pendant 8 semaines (Eyden et al., 1978) et également chez le singe (altération de la structure de la chromatine des spermatozoïdes) (Foster et al., 1996).

En revanche, une étude menée chez les rats mâles exposés à l’acétate de plomb par l’eau de boisson aux doses de 0 - 273 – 819 mg.L-1 pendant 45 jours (Anjum et al., 2011). Une diminution significative du poids des organes de la reproduction, des spermatozoïdes (numération, motilité, viabilité) témoigne de la diminution de la production spermatique et de la détérioration de la qualité. Ces effets sont accompagnés par une diminution des niveaux de testostérone sérique. Une autre étude rapporte des augmentations des niveaux de testostérone et d’hormone lutéinisante associées dommages aux niveaux des tubules séminifères chez les rats exposés à 0 – 10 – 15 mg.kg-1.j-1 par voie intrapéritonéale pendant 20 jours (Ait Hamadouche et al., 2013).

Chez la souris femelle, l’ingestion d’acétate de plomb conduisant à des plombémies moyennes comprises entre 220 et 560 µg.L-1 affecte la croissance et le développement des follicules (Junaid et al., 1997).

La taille des portées de souris femelles intoxiquées par ingestion d’eau contenant 5 g.L-1 d’acétate de plomb est réduite de 23 %, alors que le poids des nouveau-nés est en moyenne 11 % plus faible que le lot témoin (Pinon-Lataillade et al., 1995). Dans des conditions expérimentales similaires, d’autres auteurs ont constaté une augmentation significative du nombre de fœtus mort-nés et une réduction du poids des nouveau-nés de 28 % consécutives à l’imprégnation par l’acétate de plomb (Ronis et al., 1996).

En utilisant des isotopes stables du plomb, Franklin et al. ont montré chez le singe que 7 à 39 % du plomb du squelette fœtal provenait du squelette de la mère, le transfert étant plus important au cours des deuxième et troisième trimestres (Franklin et al., 1997). De plus, les taux de plomb osseux du fœtus dépassaient le plus souvent les taux osseux maternels, en moyenne de 150 %.

Effets sur le développement

Chez l'homme

Lors d’une grossesse, le plomb éventuellement stocké dans les os de la mère, précédemment exposée, est relargué dans le sang et contamine le fœtus, puis se retrouve ensuite dans le lait maternel : le nourrisson est alors contaminé pendant la période d’allaitement. Le suivi d’enfants exposés in utero puis pendant 4 années après leur naissance soulève, comme de très nombreuses autres études, le problème des conséquences de l’exposition à de faibles doses de plomb sur le développement neurocomportemental dans la petite enfance (Wasserman et al., 1994). Ce point essentiel et particulièrement préoccupant est traité dans le paragraphe concernant les effets systémiques.

L’exposition à de faibles concentrations en plomb n’a pas d’effet sur l’apparition d’anomalies congénitales majeures. Toutefois, un lien existe avec l’incidence de malformations mineures (hémangiomes et lymphangiomes, hydrocèle, anomalies de la peau ou non descente des testicules) (Needleman et al., 1984). Des malformations du tube neural ont pu être associées à la consommation d’eau contenant ≥ 10 µg.L-1, ou plus, de plomb (Bound et al., 1997).

Quelques indices anthropométriques ont fait l’objet d’études tels que le gain de poids, le périmètre crânien ou la taille de naissance. Sanin et al. ont ainsi montré que la plombémie de nouveau-nés de 1 mois est inversement proportionnelle à leur gain de poids : une diminution de 15,1 g par µg.dL-1 de plomb sanguin a été déterminée par ces auteurs (Sanin et al., 2001). De même, la plombémie prénatale influe sur le poids de naissance. Bornschein et al. ont mis en évidence une diminution du poids moyen de naissance de 114 g (variable selon l’âge de la maman) pour toute augmentation d’une unité log de la plombémie (Bornschein et al., 1989). Ces auteurs ont ainsi proposé un seuil d’effet de 120-130 µg.L-1.

Les nouveau-nés exclusivement allaités présentent des prises de poids supérieures aux autres nourrissons mais ce gain diminue de manière significative avec l’augmentation des niveaux en plomb patellaire maternel (Sanin et al., 2001). Une relation similaire a été observée pour la taille des nouveau-nés et leur périmètre crânien (Hernandez-Avila et al., 2002). Rothenberg et al. ont même estimé une diminution du périmètre crânien de 0,34 cm concomitante au doublement de la plombémie pendant la 1ère année de vie des nourrissons (de 60 à  125 µg.L-1) (Rothenberg et al., 1999).

Toutefois, certaines études ont aussi montré l’absence de lien entre la plombémie et ces différentes mesures anthropométriques (Sachs et Moel, 1989; Greene et Ernhart, 1991 : Falcon et al., 2003 ; Lamb et al., 2008).

Des plombémies croissantes ont aussi été associées à une diminution de la stature et un retard dans le développement sexuel (Selevan et al., 2003 ; Wu et al., 2003).

Chez l'animal

Les études réalisées chez le rat indiquent qu’une exposition orale au plomb perturbe la croissance normale des os, avec une diminution de la densité osseuse et du contenu en calcium, une diminution de la densité de l’os trabéculaire et une augmentation de la résorption osseuse (Escribano et al., 1997 ; Gonzalez Riola et al., 1997 ; Gruber et al., 1997 ; Hamilton et O'Flaherty, 1994; Ronis et al., 2001).

Par ailleurs, plusieurs études rapportent des retards dans la maturation sexuelle des animaux exposés au plomb, mais présentant des plombémies bien supérieures à celles mesurées dans les études de Selevan et de Wu (Selevan et al., 2003 ; Wu et al., 2003). Par exemple, un retard dans l’ouverture vaginale a été observé chez des rats femelles exposées in utero et via la lactation et ensuite indirectement, via une alimentation contaminée (plombémies comprises entre 200 et 400 µg.L-1) (Grant et al., 1980). De même, des rats mâles et des femelles prépubères exposés à de l’acétate de plomb via l’eau de boisson (plombémie résultante de 570 µg.L-1) présentent une réduction significative du poids moyen des testicules et des organes sexuels secondaires, un retard dans l’ouverture du vagin et des perturbations des œstrus (Ronis et al., 1996).

Les études chez l’animal ont montré que l’imprégnation par le plomb était responsable d’anomalies de fermeture du tube neural (Zhao et al., 1997). Les conséquences de l’imprégnation par le plomb pendant la période de maturation cérébrale chez l’animal sont décrites dans le paragraphe traitant des effets systémiques.

Chez l’animal, les effets du plomb sur le développement indiquent des retards d’ossification, de la maturation sexuelle et des anomalies neurodéveloppementales.

Valeurs accidentelles

Autres seuils accidentels

Autres seuils accidentels
Nom Durée Valeur Source Etat du statut Commentaire
IDLH 30 min 100 mg.m-3 NIOSH (1994) Final
PAC-1 60 min 0,15 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TLV-TWA x 3, TEEL-3/6, IDLH (1990)
PAC-2 60 min 120 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TLV-TWA x 3, TEEL-3/6, IDLH (1990)
PAC-3 60 min 700 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TLV-TWA x 3, TEEL-3/6, IDLH (1990)
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Valeurs réglementaires

Valeurs réglementaires
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
Objectif de qualité 0,25 µg.m-3 JORF (2010)
Moyenne annuelle
Final Air ambiant
Valeur limite 0,5 µg.m-3 JORF (2010)
Moyenne annuelle
Final Air ambiant
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Valeurs guides

Valeurs guides
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
AQG 0,5 µg.m-3 OMS (2000)
annual average
in the adult organism: elevation of FEP - children: cognitive deficit, hearing impairment and disturbed vitamin D metabolism Final Air ambiant
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Valeurs de référence

Introduction

Une Valeur Toxicologique de Référence (VTR) est un indice qui est établi à partir de la relation entre une dose externe d'exposition à une substance dangereuse et la survenue d'un effet néfaste. Les valeurs toxicologiques de référence proviennent de différents organismes.

Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS

Description

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation et par voie orale

Plomb inorganique

L’ANSES propose de retenir une plombémie de 15 µg.L-1 pour des expositions chroniques au plomb aussi bien par voie orale que par inhalation (ANSES, 2013).

La construction de la valeur s’appuie sur le raisonnement de l’EFSA, 2010.

Dans son rapport, l’EFSA ne propose pas de VTR, en revanche elle étudie des « mode d’action » (MOA) pour 3 effets critiques et constate que ces effets surviennent pour une plombémie plus basse que la concentration de 100 µg.L-1 habituellement utilisée dans le calcul de VTR. Ces trois effets correspondent à :

  • des effets neurologiques (déficit intellectuel) chez l’enfant avec une benchmark dose limite pour 1 % d’effet (BMDL01) correspondant à une plombémie de 12 µg.L-1 à partir de l’étude de Lanphear et al., 2005,
  • des effets cardiovasculaires (modification de la pression systolique) avec une benchmark dose moyenne des benchmark dose Limite pour 1 % d’effet (BMDL01) pour une plombémie de 36 µg.L-1 à partir de 5 études (Cheng et al., 2001 ; Glenn et al., 2003 ; Glenn et al., 2006 ; Nash et al., 2003 ; Vupputuri et al., 2003),
  • des effets rénaux chroniques avec une benchmark dose limite pour 10 % d’effet (BMDL10) à partir de la plombémie moyenne de 15,8 µg.L-1 à partir de l’étude de Navas-Acien et al., 2009.

Trois principaux modèles toxicocinétiques peuvent être utilisés pour l’évaluation du risque pour le plomb lié à l’alimentation et à l’exposition atmosphérique : le modèle PBPK de O’Flaherty (1998) utilisable chez les enfants et les adultes, le modèle de Carlisle et Wade (Carlisle et Wade, 1992) limité aux adultes et le modèle « integrated exposure uptake biokinetic » (IEUBK) développé pour les enfants (US EPA, 1994). Un autre modèle « adulte lead methodology » (ALM) est également décrit mais n’est utilisable que pour des expositions par voie orale (US EPA, 2001).

L’EFSA réalise le calcul de la dose associée à la plombémie avec le modèle de Carlisle et Wade, 1992, avec des doses chez les adultes de 1,50 µg.kg-1.j-1 et 0,63 µg.kg-1.j-1 respectivement pour les effets cardiovasculaires et rénaux et avec l’IEUBK pour les enfants pour la dose de 0,50 µg.kg-1.j-1. L’EFSA conclue qu’il existe un risque d’effet clinique cardiovasculaire et rénal faible chez l’adulte aux niveaux d’exposition au plomb couramment rencontrés. Chez le nourrisson, l’enfant et la femme enceinte, il existe une préoccupation de potentiels effets neurocomportementaux aux niveaux d’exposition au plomb couramment rencontrés malgré tout la valeur retenue serait protectrice vis-à-vis de ces effets.

La valeur proposée par l’ANSES, qui reprend en partie le raisonnement de l’EFSA, est basée sur une étude épidémiologique de Navas-Acien et al., 2009. Cette étude montre l’association de la concentration sanguine de cadmium et de plomb et une diminution du taux de filtration glomérulaire et avec une augmentation de maladie rénale chronique. Les odds ratio ont été ajustés sur l’âge, le sexe, l’origine ethnique, l’indice de masse corporelle, l’éducation, la consommation de tabac et d’alcool, l’hypertension, le diabète, la ménopause et la concentration sanguine en cadmium. Ces données ont permis une modélisation de la relation dose-réponse.

Par modélisation des données, une plombémie critique de 15 µg.L-1 a été calculée. Cette valeur est retenue pour les enfants et les adultes pour une augmentation de la prévalence de maladie rénale chronique définie comme une augmentation pendant plus de 3 mois d’un taux de filtration glomérulaire inférieur à 60 mL.min-1.1,73 m-2 de surface corporelle. Cette valeur correspond également à la valeur critique impliquée dans les perturbations neuropsychologiques de l’enfant et pour lesquelles les données disponibles n’ont pas permis de modélisation. Elle permet de couvrir toute la population (adultes et enfants).

L’OMS propose une valeur guide de 0,5 µg.m-3 pour le plomb pour des expositions chroniques par inhalation (OMS, 2000).

Cet organisme préconise que la valeur annuelle d’exposition au plomb ne dépasse pas 0,5 µg.m-3. Pour ce faire, l’OMS retient comme valeur critique une plombémie de 100 µg.L-1, concentration supposée protéger 98 % de la population. Une concentration dans l’air de 0,5 µg.m-3 garantit une plombémie inférieure à 24 µg.L-1. Pour dériver sa valeur, l’OMS retient plusieurs arguments :

- En 2000, la plombémie de base associée à l’activité d’origine anthropique minimum est probablement comprise entre 10-30 µg.L-1 ;

- Plusieurs groupes d’experts ont déterminé que les premiers effets identifiés chez de jeunes enfants débutaient à 100-150 µg.L-1. Il ne peut cependant pas être exclu que des effets puissent apparaitre avant, il est donc recommandé de retenir la valeur la plus basse de cette fourchette dans une démarche protectrice ;

- Il est admis que la voie d’exposition principale est l’inhalation chez les adultes, incluant les femmes enceintes, mais qu’elle n’est pas prédominante chez les jeunes enfants chez lesquels d’autres voies d’exposition telle que l’ingestion est généralement plus importante ;

- Il a été établi qu’1 µg.m-3 de plomb dans l’air contribue directement à 19 µg de plomb par litre de sang chez les enfants et environ 16 µg de plomb par litre de sang chez les adultes, bien qu’il soit reconnu que la contribution relative à partir de l’air est moins importante chez les enfants que chez les adultes. Ces valeurs sont approximatives, la relation dose-réponse est curviligne et s’applique essentiellement aux faibles niveaux de plombémie.

En 2011, une nouvelle analyse de l’OMS ne retient plus la valeur de PTWI de 25 µg.kg-1 comme étant protectrice pour la santé.

En effet, les études récentes ont montré qu’à ces niveaux d’exposition une diminution d’au moins 3 points du QI était observée chez les enfants et qu’une augmentation de la pression systolique d’environ 3 mm de Hg pouvait survenir chez les adultes. Une réévaluation est en cours.

Cette valeur était issue de divers travaux qui semblaient montrer que, chez l’enfant, en deçà de 4 µg.kg-1.j-1, il n’était pas rapporté d’augmentation de la plombémie (OMS, 2008). Initialement destinée à la protection des nourrissons et des jeunes enfants, cette valeur avait depuis été adoptée pour la population générale.

Facteurs d'incertitude : l’établissement de cette valeur faisait référence à des études chez l’homme et ne nécessitait donc l’application d’aucun facteur d’incertitude. Un facteur d’incertitude global de 1 avait été donc retenu.

L’US EPA (IRIS) est actuellement toujours en discussion depuis 2004 pour la détermination de la RfD du plomb inorganique (US EPA, 2012).

Le RIVM propose une TDI de 3,6.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au plomb et ses dérivés par voie orale (Baars et al., 2001).

Cette valeur est directement issue de la dose hebdomadaire tolérable (PTWI) de 25 µg.kg-1 proposée par le "Joint Expert Commitee on Food Additives (FAO/WHO)" en 1993 (publiée par l’OMS IPCS, 1995). Cette PTWI, initialement proposée en 1987 pour les enfants, a été étendue à l'ensemble des classes d'âge en 1993, pour protéger notamment les fœtus in utero.

Calcul : 25 µg.kg-1/semaine x 1 / 7 = 3,6 µg.kg-1.j-1

Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.

L’ATSDR ne propose, pour le plomb et ses dérivés inorganiques, aucune valeur de référence aussi bien pour les effets non cancérogènes que pour les effets cancérogènes. L’âge, l’état de santé, la charge pondérale en plomb, et la durée de l’exposition sont autant de facteurs qui jouent sur le métabolisme du plomb, et compliquent l’établissement de ces valeurs.

Santé Canada retient une DRS provisoire de 5.10-4 mg.kg-1.j-1 pour des expositions chroniques au plomb aussi bien par voie orale (Santé Canada, 2021).

Santé Canada précise qu’il n’a pas dérivé de VTR pour le plomb. Tel qu’indiqué dans la littérature scientifique disponible, aucun seuil d’effet n’a pu être établi pour l’effet critique identifié pour le plomb (toxicité neuro-développementale). En 2013, Santé Canada a recommandé que le plomb soit considéré comme une substance sans seuil. La dose associée à un risque spécifique (DRS) de l’Efsa (2013) est recommandée comme VTR provisoire.

Cette valeur repose sur la méta-analyse d’études épidémiologiques réalisée sur la période de la naissance ou de la petite enfance jusqu’à l’âge de 5 à 10 ans (Lanphear et al., 2005). L’effet critique retenu est la toxicité neuro-développementale (fonction cognitive). Une approche sans seuil a été retenue pour cet effet. Une BMDL01 de 0,5 µg.kg-1.j-1 a été calculée elle est associée à une diminution d’un point de QI et constitue la DRS.

Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation

Comme exposé au paragraphe « Caractère génotoxique », les données de génotoxicité ne permettent pas, dans l’état actuel des connaissances, d’exclure un mécanisme d’action génotoxique pour le plomb. Dans ces conditions, il semble opportun de proposer des valeurs pour des effets sans seuil.

L'OEHHA propose un ERUi de 1,2.10-5 (µg.m-3)-1 pour une exposition au plomb et ses dérivés inorganiques (OEHHA, 2011).

Cette valeur est construite par extrapolation à partir de l’ERUo dont la construction est décrite plus loin. Les données humaines disponibles indiquent que 50 % du plomb inhalé est absorbé, comparé à 10 % du plomb ingéré (Owen, 1990). Si l'on considère que ces taux d'absorption sont identiques chez le rat, et en considérant un adulte moyen de 70 kg respirant 20 m3 par jour, une ingestion de 1 mg.kg-1.j-1 correspond à une inhalation de 3 500 µg.m-3 par 24 heures. L'ERUo équivaut à un risque par inhalation de 2,4.10-6 µg.m-3, multiplié par 5 pour tenir compte de l'absorption par inhalation qui est 5 fois supérieure à l'ingestion, ce qui donne un ERUi de 1,2.10-5 (µg.m-3). Ceci correspond à une concentration de 0,83 µg.m-3 pour un excès de risque de 10-5 et une concentration de 0,08 µg.m-3 pour un excès de risque de 10-6.

Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale

L'OEHHA propose un ERUo de 8,5.10-3 (mg.kg-1.j-1)-1 pour une exposition au plomb et ses dérivés inorganiques (OEHHA, 2011).

Cette valeur a été calculée à partir d'une étude de cancérogénèse expérimentale chez le rat (Azar et al., 1973). Les rats ont reçu une nourriture enrichie en plomb sous forme d’acétate, aux doses nominales de 0, 10, 50, 100, 500, 1 000 et 2 000 ppm durant deux ans. Des tumeurs rénales ont été observées de façon dose dépendante chez les mâles exposés aux trois plus fortes concentrations. Des tumeurs ont également été observées chez les femelles exposées à 2 000 ppm (7/20).

Données chez les rats mâles exposés au plomb dans l'alimentation (Azar et al., 1973)

Ajouté

Mesuré

(mg.kg-1.j-1)

(mg.kg-1.j-1)

Exposés

avec tumeurs

%

%

Plomb dans la nourriture (ppm)

Dose / animal

DEH *

Nombre de rats

Rats avec tumeurs

Mortalité

0

0

10

50

100

500

1 000

2 000

3

5

18

62

141

548

1 130

2 102

0,225

0,39

1,40

4,78

10,88

42,27

79,65

162

0,038

0,067

0,238

0,818

1,86

7,22

13,6

27,2

20

100

50

50

50

50

20

20

0

0

0

0

0

5

10

16

0

0

0

0

0

10

50

80

50

37

36

36

36

52

50

80

* Dose équivalente chez l'homme (dose x 70 / 0,35)

L'utilisation d'un modèle multi-étapes linéarisé a permis de calculer une limite supérieure à 95 % de 8,5.10-3 (mg.kg-1.j-1)-1 (ERUo) ce qui correspond à un dose de 1,17 µg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-5 et de 0,12 µg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-6.

Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Nom Valeur Organisme choix Année du choix URL choix Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
VTR 15 µg.L-1 Anses 2012 Anses (2012)
VTR interne
Plombémie protégeant lensemble de la population de la toxicité rénale Final Air ambiant
Plombémie 15 µg.L-1 Ineris 2016 Anses (2012)

pour l'ensemble des voies d'exposition. La valeur de plombemie proposee par l'ANSES n'est pas utilisable en l'etat dans un calcul de risque tel que realise classiquement dans une evaluation quantitative des risques sanitaires

toxicité rénale Final Air ambiant
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Synthèse

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation et par voie orale

L’ANSES propose pour une exposition chronique par inhalation au plomb inorganique la valeur de dose interne de plomb dans le sang (plombémie) de 15 µg.L-1.

Pour l’utilisation de cette valeur, il doit être tenu compte conjointement des apports par voie orale (cf. ci-dessous).

Utilisation de la valeur de plombémie pour l’évaluation quantitative des risques sanitaires des effets à seuil liés à des expositions au plomb inorganique

La valeur de plombémie proposée par l’ANSES n’est pas utilisable en l’état dans un calcul de risque réalisé classiquement dans des études d’évaluation quantitative des risques sanitaires. La démarche de l’EQRS conduit en principe au calcul d’une dose d’exposition externe qui doit être comparé à des VTR externes.

A titre indicatif, l’ANSES (2013) a calculé ces VTR externes à partir de la plombémie en prenant l’hypothèse d’une exposition exclusive atmosphérique ou alimentaire (Tableau 17). Toutefois en pratique il doit être tenu compte conjointement des 2 sources d’exposition.

Synthèse des valeurs calculées par l’Anses en cas d’exposition selon la sous population en partant de l’hypothèse d’une exposition exclusive atmosphérique ou alimentaire (Anses, 2013)

Substances chimiques

Voie d’exposition

Valeur de référence

Source,

Année de révision

Plomb inorganique

Inhalation

(chronique)

adulte

0,9 µg.m-3

ANSES, 2013

Orale

(chronique)

Enfant ou adulte

0,63 µg.kg-1.j-1

ANSES, 2013

Chez l’adulte

L’ANSES recommande de retenir la démarche proposée par l’EFSA (2010) pour calculer la concentration en plomb dans le sang d’un adulte en appliquant l’équation de Carlisle et Wade (1992) selon la formule empirique suivante :

Plombémie (µg.L-1) =

[exposition via la nourriture (µg.kg-1.j-1) x poids x 0,4]

+ [concentration sol et poussières (m.kg-1) x 0,025 x 0,18]

+ [concentration atmosphérique (µg.m-3) x 16,4]

Ces coefficients ont été déterminés empiriquement et correspondent aux ratios entre les niveaux d’exposition (alimentaire, cutanée, inhalée) et les concentrations sanguines en plomb.

Ainsi, dans le cas d’une exposition par une seule voie, l’équation peut se réduire à :

  1. pour le calcul de l’exposition atmosphérique uniquement : Plombémie (µg.L-1) = [concentration atmosphérique (µg.m-3) x 16,4]
  2. pour le calcul de l’exposition via la voie alimentaire : Plombémie (µg.L-1) = [exposition via la nourriture (µg.kg-1.j-1) x poids x 0,4

A partir de la plombémie critique calculée de 15 µg.L-1, la dose journalière de plomb par voie orale (en supposant que l’exposition par contact avec le sol est négligeable) est de 0,63 µg.kg-1.j-1 et la concentration critique de plomb atmosphérique (en supposant que l’exposition par contact avec le sol et via la nourriture est négligeable) est de 0,9 µg.m-3 ont été calculées au moyen du modèle de Carlisle et Wade.

Chez l’enfant

Les enfants constituant une population sensible, un calcul spécifique doit être effectué chez les enfants en utilisant le modèle IEUBK, développé par l’US EPA pour les enfants (US EPA, 1994).

Selon l’EFSA, les poids par défaut chez l’enfant en fonction de l’âge sont de 5 kg (naissance à 1 an), 12 kg (de 1 à 3 ans) et 20 kg (de 3 à 7 ans) (EFSA, 2012).

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’INERIS propose pour une exposition chronique par voie orale au plomb inorganique la valeur de dose interne de plomb dans le sang (plombémie) de 15 µg.L-1 (ANSES, 2013).

Pour l’utilisation de cette valeur, il doit être tenu compte conjointement des apports par inhalation.

Pour les effets à seuil par voie orale, la VTR proposée par le RIVM (Tiesjema et Baars, 2009) repose sur de nombreux travaux qui semblent montrer que, chez l’enfant, il n’y a pas d’augmentation de la plombémie en deçà de 4 µg.kg-1.j-1. Aucun facteur d’incertitude n’est appliqué. Cette valeur était précédemment retenue par l’OMS mais ne l’est plus car des travaux récents ont démontré qu’à ces niveaux d’exposition, des effets étaient observés chez le jeune ou l’adulte.

Les travaux réalisés depuis ont montré qu’aux niveaux retenus par ces deux organismes, des effets pouvaient être observés. En 2013, l’ANSES propose une valeur de dose interne (plombémie). Dans la mesure où l’ANSES a élaboré une valeur en janvier 2013, celle-ci est retenue.

L’ANSES s’appuie sur la démarche de l’EFSA, 2010, et retient la valeur de plombémie de 15 µg.L-1 à partir de l’étude de Navas-Acien et al., 2009, et retient comme effet critique la maladie chronique rénale. La valeur a été calculée afin de prendre également en compte la sous-population sensible des enfants pour des effets neurologiques.

La valeur de Santé Canada n’est pas une VTR et elle est provisoire, elle n’est donc pas retenue.

Cette valeur est retenue par l’INERIS.

Cette valeur est établie à partir d’études épidémiologiques. Elle prend en compte la sensibilité spécifique des enfants. Toutefois, le niveau à partir duquel les effets sont susceptibles de survenir n’étant pas clairement déterminé, cette valeur sera probablement amenée à évoluer prochainement.

Indice de confiance moyen.

Effets sans seuil - Exposition chronique  par inhalation

L'INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au plomb inorganique par inhalation la valeur de l’OEHHA : ERUi de 1,2.10-5 (µg.m-3)-1 .

La valeur de l’OEHHA, 2011 pour des expositions par inhalation est obtenue par extrapolation voie à voie à partir de la valeur pour des expositions par voie orale. L’INERIS conseille de retenir cette valeur.

Cette valeur est établie par extrapolation voie à voie à partir de l’ERUo, même si la démarche est recevable, elle limite la confiance dans la valeur qui est dérivée du fait des incertitudes liées à la méthode.

Indice de confiance : moyen

Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale

L'INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au plomb inorganique par voie orale la valeur de l’OEHHA : ERUo de 8,5.10-3 (mg.kg-1.j-1)-1.

Seul l’OEHHA, 2011 propose une valeur pour des expositions sans seuil d’effet par voie orale. La valeur est basée sur une étude expérimentale pour des expositions à l’acétate de plomb via la nourriture (Azar et al., 1973). L’effet critique retenu, tumeurs rénales, est pertinent compte tenu des données épidémiologiques. La valeur est obtenue par extrapolation grâce à un modèle multi-étapes linéarisé. L’INERIS propose de retenir cette valeur.

Cette valeur s’appuie sur des études chez l’animal, elle est de bonne qualité.

Indice de confiance élevé

Autres valeurs des organismes reconnus

Description


 

Autres valeurs des organismes reconnus
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
MRL - - ATSDR (2020)
MRLs for Pb have not been derived
Final Air ambiant
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Introduction

L'objectif de cette section est d’évaluer les effets sur la faune et la flore aquatique et terrestre. Les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Lorsqu'un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique est disponible, les résultats d'écotoxicité aigus ne sont pas fournis.

Lorsque les informations de ce chapitre proviennent d’un rapport d’évaluation ayant fait l’objet d’une expertise collective au niveau européen ou international, les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait systématiquement l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche.

Les références bibliographiques ayant été évaluées sont indicées d’une valeur en fonction de leur validité selon les critères définis par Klimisch et al., 1997. Klimisch et al. (1997) ont établi une cotation des études expérimentales en prenant en compte la fiabilité des études (méthodes standardisées, Bonnes Pratiques de Laboratoire), le détail de description de la publication ainsi que la pertinence et l’utilité des données dans le cadre de l’évaluation du risque. Cette cotation est comprise entre 1 et 4. Le détail de ces cotations est rappelé ci-après :

  • Score 1 : valide (sans restriction)
  • Score 2 : valide avec restriction
  • Score 3 : non valide
  • Score 4 : pas suffisamment d'information pour valider le test

On définit comme valides (scores 1 ou 2), les essais susceptibles d'être pris en compte pour le calcul d'une PNEC. Les tests pour lesquelles certaines informations non cruciales sont manquantes, ou pour lesquelles des déviations mineures par rapport aux normes sont constatées, sont valides sous réserve de ces restrictions (score 2).

Les tests pour lesquels des informations cruciales sont manquantes, pour lesquels les conditions expérimentales ne sont pas satisfaisantes, ou qui ne sont pas pertinents, sont notés par le code 3, et ne pourront pas être pris en compte pour dériver la PNEC.

Les tests pour lesquels la publication originale ou le rapport d'essai ne sont pas disponibles ou n'ont pas été vérifiés sont notés par le code 4. Ils ne pourront également pas être pris en compte pour dériver la PNEC.

Dangers

Description

Ecotoxicité aquatique

L’ensemble des informations et des données de ce chapitre provient des publications et des rapports scientifiques examinés par les experts européens et rapportés dans le dossier EQS ou « Norme de qualité environnementale » (NQE) pour le Plomb.  Ce dossier est publié dans le cadre du second cycle de révision des NQE dans le contexte de la Directive Cadre sur l’Eau (E.C., 2011).

Paramètres d’écotoxicité aiguë :

Un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique étant disponible (cf. section 4.1.2), les résultats d'écotoxicité aiguë ne sont pas fournis. Ils sont toutefois consultables dans le document (E.C., 2011).

Paramètres d’écotoxicité chronique:

Organismes d'eau douce

Récapitulatif des principaux résultats pour des organismes d’eau douce lors d’expositions chroniques via l’eau (EC, 2011)

Espèce

Paramètre d’effet

Critère d’effet

Valeur (µg Pbdissous.L-1)

Référence

Algue

Pseudokirchneriella

subcapitata

Taux de croissance

NOEC/EC10

8,42

E.C., 2011

Rotifère

Brachionus calyciflorus

Croissance de la population

NOEC/EC10

89,5

Grosell et al., 2006

Philodina rapida

Croissance de la population

NOEC/EC10

10,66

E.C., 2011

Mollusques

Lymnaea stagnalis

Croissance

NOEC/EC10

1,7

Parametrix, 2007

Crustacés

Ceriodaphnia dubia

Reproduction

NOEC/EC10

36,78

E.C., 2011

Hyalella azteca

Croissance

NOEC/EC10

8,2

Besser et al., 2005

Poissons

Pimephales promelas

Mortalité

NOEC/EC10

29,29

E.C., 2011

Salvelinus fontinalis

Poids

NOEC/EC10

39,4

Holcombe et al., 1976

Synthèse des principaux résultats pour des organismes d’eau douce lors d’expositions chroniques via le sédiment (EC, 2011).

Espèce

Paramètre d’effet

Durée d’exposition

NOEC/EC10 (mg Pbtotal.Kg-1poids sec)

Référence

Annélides (Polychètes)

Tubifex tubifex

Reproduction

28 j

573

(EC, 2011)

Lumbriculus

Variegatus

Survie

28 j

2100

(EC, 2011)

Crustacés

Hyalella azteca

Survie

28 j

1416

(EC, 2011)

Gammarus pulex

Croissance

35 j

1745

(EC, 2011)

Organismes marins

Synthèse des principaux résultats pour des organismes marins lors d’expositions chroniques via l’eau (EC, 2011).

Espèce

Critère d'effet

Valeur
(µg Pbdissous.L-1)

Référence

Algues

Skeletonema costatum

NOEC/EC10

52,9

(EC, 2011)

Dunaliella tertiolecta

NOEC/EC10

1231,8

(EC, 2011)

Annélides (Polychètes)

Neanthes arenaceodentata

NOEC/EC10

95,9

(EC, 2011)

Echinodermes

Strongylocentrotus purpuratus

NOEC/EC10

111,2

(EC, 2011)

Dendraster excentricus

NOEC/EC10

249,8

(EC, 2011)

Mollusques

Crassostrea gigas

NOEC/EC10

930,8

(EC, 2011)

Mytilus galloprovincialis

NOEC/EC10

51,1

(EC, 2011)

Mytilus trossulus

NOEC/EC10

9,2

(EC, 2011)

Poissons

Cyprinodon variegatus

NOEC/EC10

229,6

(EC, 2011)

Synthèse des principaux résultats pour des organismes marins lors d’expositions chroniques via le sédiment (EC, 2011).

Groupe taxonomique

Espèce

Paramètre d’effet

Durée d’exposition

NOEC/EC10 (mg Pbtotal.Kg-1poids sec)

Référence

Annélides (Polychètes)

Neanthes

Arenaceodentata

Croissance

28 j

680

(EC, 2011)

Crustacés

Leptocheirus

Plumulosus

Croissance

28 j

1291

(EC, 2011)

Ecotoxicité terrestre

Les données présentées dans cette section sur l’écotoxicité du Pb via le sol, sont rapportées dans le « Voluntary European Union Risk Assessment Report » qui a été examiné par le « Scientific Committe on Health and Environmental Risks » (SCHER, 2009).

Paramètres d’écotoxicité aiguë :

Un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique étant disponibles les résultats d'écotoxicité aiguë ne sont pas fournis.

Paramètres d’écotoxicité chronique :

Synthèse des principaux résultats de toxicité pour des organismes terrestres

Organisme / processus

Type de sol

Concentration dans le sol « control » (mg Pb.kg-1 sol sec)

Critère d’effet

NOEC totale (mg Pb.kg-1 sol sec)

Référence

Plantes supérieures

Raphanus sativus L.

Sable limoneux

50

NOEC

150

Khan et Frankland, 1983

Avena sativa L.

Sable limoneux

50

NOEC

150

Khan et Frankland, 1984

Trticum aestivum L.

Sable limoneux

37

NOEC

287

Khan et Frankland, 1984

Hordeum vulgare L.

Limon sableux

15

NOEC

65

Aery et Jagetiya, 1997

Picea rubens

Spodosol

9

NOEC

150,1

Seiler et Paganelli, 1987

Pinus taeda

Limoneux

11

NOEC

557

Seiler et Paganelli, 1987

Raphanus sativus L.

Loam limoneux

NOEC

100

Zaman et Zereen, 1998

Lactuca sativa

Argile

47

EC10

-

Hamon et al., 2003

Lactuca sativa

Sable

6,9

EC10

439

Hamon et al., 2003

Lactuca sativa

Sable limoneux

15

EC10

1187

Hamon et al., 2003

Lactuca sativa

Argile sableux

14

EC10

471

Hamon et al., 2003

Triticum aestivum

Limon argilo-sableux

25

NOEC

1163

Waegeneers et al., 2004 dans VRAR (LDAI, 2008)

Triticum aestivum

Loam limoneux

143

NOEC

2207

Waegeneers et al., 2004 dans VRAR (LDAI, 2008)

Triticum aestivum

Loam limoneux

16

NOEC

1630

Waegeneers et al., 2004 dans VRAR (LDAI, 2008)

Zea mays

Sable limoneux

NOEC

100

Hassett et al., 1976

Invertébrés

Dendrobaena rubida

Sableux + excrément de bétail

1,2

NOEC

130

Bengtsson et al., 1986

Eisenia fetida

OCDE

-

NOEC

608

Spurgeon et Hopkin, 1995

Eisenia fetida

Loam

-

NOEC

3000

Davies et al., 2002

Eisenia fetida

Loam

-

NOEC

400

Davies et al., 2002

Folsomia candida

OCDE

NOEC

2000

Sandifer et Hopkin, 1996

Folsomia candida

OCDE

NOEC

400

Sandifer et Hopkin, 1996

Folsomia candida

OCDE

NOEC

2000

Sandifer et Hopkin, 1996

Lumbricus rubellus

Loam sableux

26

NOEC

1026

Ma, 1982

Eisenia fetida

OCDE

12

NOEC

1822

Spurgeon et al., 1994

Folsomia candida

OCDE

-

NOEC

400

Sandifer et Hopkin, 1997

Folsomia candida

LUFA 2.2

-

EC10

1300

Bongers et al., 2004

Folsomia candida

Loam argilo-sableux

25

NOEC

1163

Waegeneers et al., 2004 dans VRAR (LDAI, 2008)

Folsomia candida

Loam limoneux

143

NOEC

2207

Waegeneers et al., 2004 dans VRAR (LDAI, 2008)

Folsomia candida

Loam limoneux

16

NOEC

1630

Waegeneers et al., 2004 dans VRAR (LDAI, 2008)

Microflore

Denitrification

Loam limoneux

-

NOEC

250

Bollag et Barabasz, 1979

N-mineralization

Loam limoneux

3,1

NOEC

203

Chang et Broadbent, 1982

Respiration

Sable

-

NOEC

188

Doelman et Haanstra, 1979

Respiration

Sable

-

NOEC

1500

Doelman et Haanstra, 1979

Respiration

Argile

-

NOEC

750

Doelman et Haanstra, 1979

Respiration

Sable

32

NOEC

1032

Doelman et Haanstra, 1984

Respiration

Loam sableux

13

NOEC

163

Doelman et Haanstra, 1984

Respiration


tourbe de sable

26

NOEC

426

Doelman et Haanstra, 1984

Respiration

Loam limoneux

3,1

EC10

96

Chang et Broadbent, 1981

Respiration

Loam sableux

-

NOEC

100

Saviozzi et al., 1997

Respiration

Loam

-

NOEC

4144