Identification

Numero CAS

7439-97-6

Nom scientifique (FR)

Mercure

Nom scientifique (EN)

Mercury

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

mercury ; KWIK ; MERCURIO ; Quecksilber ; QUECKSILBER

Code EC

231-106-7

Code SANDRE

1387

Numéro CIPAC

-

Formule chimique brute

\(\ce{ Hg }\)

Code InChlKey

QSHDDOUJBYECFT-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

[Hg]

Familles

Classification CLP

Type de classification

Harmonisée

ATP insertion

CLP00/ATP01

Description de la classification

Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP

Mentions de danger
Mention du danger - Code H330
Mention du danger - Texte Mortel par inhalation
Classe(s) de dangers Toxicité aiguë
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Généralités

Poids moléculaire

200.59 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 0.0567 mg.L-1
à 20 °C
INERIS (2006)
Densité 13.53 - UE (2005) p.21
Pression de vapeur 0.17 Pa
à 20 °C
INERIS (2006)
Pression de vapeur 0.25 Pa
à 25°C
UE (2005) p.21
Point d'ébullition 356.7 °C
à pression normale
INERIS (2006)
Tension superficielle 0.485 N.m-1
à 25 °C
INERIS (2006)
Constante de Henry 729.36 Pa.m3.mol-1
à 20°C
INERIS (2006)
Diffusivité dans l'air (Da) 0.0307 cm2.s-1 INERIS (2006)
Diffusivité dans l'eau (Dw) 6.3e-06 cm2.s-1 INERIS (2006)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 0.62 - Expérimentation US EPA (2011)
Facteur de conversion 0.12 ppm
1 mg/m3 = 0.120 ppm
INERIS (2006)
Facteur de conversion 8.34 mg.m-3
1 ppm = 8.34 mg/m3
INERIS (2006)
Perméabilité cutanée à une solution aqueuse 1.2 cm.h-1 INERIS (2006)
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Bibliographie

Matrices

Atmosphère

Le mercure élémentaire et les composés organiques du mercure sont très volatils. Les composés inorganiques le sont très peu.

Milieu eau douce

Le mercure élémentaire est très faiblement soluble dans l’eau. La solubilité des composés du mercure inorganique est très variable. Des composés comme le chlorure mercurique sont solubles, alors que le sulfure mercurique est complètement insoluble. Les composés organiques sont plus ou moins solubles.

Sous sa forme élémentaire (Hg°), le mercure est très volatile et stable dans les conditions naturelles.

Oxydé, il forme deux séries de composés : les composés mercuriques (II) et les composés mercureux (I). Ces derniers sont sous la forme Hg22+ qui n'est stable que dans un domaine de concentration limité. Sa dismutation en sel mercurique est provoquée par les réactions de précipitation ou complexation, par des ligands anioniques (Casas, 2005).

Les ions mercuriques forment des composés stables avec le carbone, l'azote, le chlore, le brome, l'iode et surtout le soufre. A la différence des autres métaux, le mercure a une forte tendance à former des liaisons covalentes plutôt que ioniques. Les composés alkylés ou arylés, et notamment le méthylmercure, sont très stables. Les composés dialkylés comme le diméthylmercure sont quant à eux volatils. L'ion mercurique a une forte tendance à former des complexes, les plus stables étant ceux formés avec les halogènes, l'azote, le soufre et le carbone (Casas, 2005).

Le méthylmercure peut se former dans l’environnement par métabolisation microbienne (processus biotiques), par exemple chez certaines bactéries, ou par des processus chimiques où n’intervient aucun organisme vivant (processus abiotiques) (ONU, 2005). La formation de méthylmercure en milieu aquatique varie en fonction d’un grand nombre de facteurs environnementaux. L’efficacité de la méthylation microbienne du mercure repose généralement sur des facteurs tels que l’activité microbienne et la concentration de mercure biodisponible, qui dépendent eux-mêmes de paramètres tels que la température, le pH, le potentiel redox et la présence d’agents complexants inorganiques et organiques (Ullrich et al., 2001).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage eau matière en suspension 100000 L.kg-1
Valeur moyenne pour le Rhin
UE (2005) p.21
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Milieu sédiment eau douce

Du fait de leur très fortes capacités de complexation, le mercure s’adsorbe facilement sur les particules en suspension et les ligands organiques (acides fluviques et humiques) de la colonne d'eau, et s’accumule ensuite dans les sédiments. Les coefficients de partage matières solides/eau (Kd) issus de la littérature varient entre 103 L.kg-1 (Mason et Sullivan, 1998) et 106 L.kg-1 (Cossa et Ficht, 1999), selon les conditions de milieu et notamment de la charge en matière organique. Cette variation peut être observée pour les formes organiques et inorganiques. Le comportement du mercure dans les sédiments dépend des conditions d’oxydation. En milieu réducteur, il peut se lier à l'ion sulfate (SO24-) pour former le complexe insoluble HgS alors qu’en milieu oxydant, Hg2+ et HgS peuvent être méthylés. La métylation peut être issue de mécanismes abiotiques (pH acide et matière organique) et biotiques, pouvant être favorisés par des conditions environnementales particulières (surface du sédiment, présence de bactéries intervenant dans le cycle du soufre). Toutes modifications des conditions oxiques du sédiment (naturelles ou anthropiques) peuvent ainsi contribuer à l'exposition des organismes au méthylmercure (Rossaro et al., 1986). Les sédiments constituent une réserve importante de mercure. Par ailleurs, les concentrations dans l'eau interstitielle sont faibles (<1%, (Jahanbakht et al., 2002)). .

Milieu terrestre

Le mercure est faiblement mobile dans le sol (ATSDR, 1999). Son adsorption diminue avec l’augmentation du pH et la concentration en ions Cl- du sol (ATSDR, 1999 ; Rossaro et al., 1986). Dans les sols, on peut observer certaines réactions microbiennes ou chimiques de méthylation (formation de méthylmercure), favorisant ainsi sa bioaccumulation. Ces processus dépendent des conditions du milieu et notamment de la concentration en ions sulfures, du potentiel d’oxydoréduction et de la quantité de matière organique. Ils se produisent principalement dans les sols hydromorphes sub-oxiques à pH faible avec une forte teneur en matière organique (Rossaro et al., 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)
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Persistance

Dégradabilité abiotique

Dans les sols,

A l’état naturel, le mercure se trouve principalement sous forme de cinabre (ou sulfure de mercure). Sous certaines conditions, le mercure est méthylé (principalement en méthylmercure). Des réactions d’oxydo-réduction permettant le passage entre Hg(0) en Hg(II) peut également avoir lieu sous l’effet de bactéries aérobies ou de mécanismes abiotiques (Barkay et al., 2003). Une partie du mercure présent dans le sol est éliminé par volatilisation.

Dans l’atmosphère,

La plus grande partie du mercure est sous forme élémentaire. Le diméthylmercure, qui lui aussi est volatil, serait rapidement dégradé en Hg0 dans l’atmosphère (son temps de résidence n’est que de quelques jours, voir de quelques semaines). Hg0 peut rester dans l’atmosphère pendant des temps très longs (durée de vie entre 2 mois et 3 ans).

Milieu sédiment eau douce

Méthylation du mercure inorganique dans les sédiments et les poissons.

La méthylation du mercure inorganique peut se faire de façon abiotique (en particulier dans les sédiments) ou biotique, grâce à l’action de bactéries ou d'organismes aquatiques. D’après Slooff et al. (1995), on trouve de 0,01 à 10 % de mercure sous forme méthylée dans l’eau et les sédiments, environ 15 % dans les algues, de 20 à 50 % dans les invertébrés et de 80 à 99 % dans les poissons.

L'acidification du milieu augmente le taux de méthylation, en particulier dans les poissons.

Milieu terrestre

Volatilisation

Une partie du mercure présent dans les sols est éliminée par volatilisation, notamment après réduction microbienne de Hg2+ en HgLloyd, 2003), qui serait le processus biologique dominant de la chimie du mercure dans les sols (ATSDR, 1999), ou après photo-réduction. L’émission à partir du sol serait conditionnée par la température et l’intensité lumineuse (Ericksen et al., 2003).

Méthylation du mercure dans les sols et sédiments

Le méthyl et le diméthylmercure (CH3Hg+ et (CH3)2Hg) sont formés dans les sols et les sédiments à partir des sels de mercure inorganique par des bactéries aérobies ou anaérobies (ou parfois par voie chimique). Le mercure métallique peut aussi être méthylé après avoir été oxydé en Hg2+.

La déméthylation (par voie biologique ou chimique) est aussi possible dans les sols.

De nombreux paramètres influencent la méthylation et la déméthylation, par exemple la concentration en ions sulfures (S2-) et le potentiel d’oxydoréduction. En conditions réductrices, le précipité insoluble HgS est formé et il résiste à la méthylation. Si les conditions deviennent aérobies, HgS est oxydé en HgSO4 qui peut subir une méthylation (Davis et al., 1997). La matière organique présente dans les sols favorise quant à elle la méthylation (Cappon, 1984 ; Lyon, 1997).

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

Mercure Inorganique

Le mercure s’accumule facilement dans les organismes. Cette propriété s’exprime par le facteur de bioconcentration (BCF) qui est le rapport des concentrations du composé dans l’organisme et dans l’eau.

 

BCF des organismes aquatiques pour le mercure inorganique

Espèce

Substance testée

Durée de test

Concentration testées

(µg Hg.L-1)

BCF

(L.kg-1 )

Référence

Algues

Chroomonas salina*

HgCl2

2j

8537

8537

Parrish et Carr, 1976

Oedogonium sp.

HgCl2

54j

0,05

871

Hannerz, 1968

Plantes aquatiques

Egeria  densa

HgCl2

30

0,3

1000

Simon et Boudou, 2001

 

Eichhornia crassipes

HgCl2

16j

1000

580

Muramota et Oki, 1983

 

Iris pseudacorus

HgCl2

49j

0,05

18

Hannerz, 1968

 

Iris pseudacorus

HgCl2

49j

0,05

23

Hannerz, 1968

 

Lemna minor

HgCl2

41j

0,05

70

Hannerz, 1968

 

Phragmites australis

HgCl2

41j

0,05

56

Hannerz, 1968

 

Phragmites australis

HgCl2

14j

0,05

149

Hannerz, 1968

 

Schoenoplectus lacustris

HgCl2

21j

0,05

77

Hannerz, 1968

 

Schoenoplectus lacustris

HgCl2

41j

0,05

70

Hannerz, 1968

Annélides

Erpobdella octoculata

HgCl2

65j

0,05

534

Hannerz, 1968

 

Glossiphonia complanata

HgCl2

65j

0,05

670

Hannerz, 1968

 

Oligochaeta

HgCl2

65j

0,05

517

Hannerz, 1968

Mollusques

Lymnaea stagnalis

HgCl2

14j

0,05

297

Hannerz, 1968

 

Mytilus edulis*

 

HgNO3

28j

10

2 200

Zsürger et Breittmayer, 1987

 

28j

10

1 000

 

28j

1

800

 

 

 

 

1208

Moyenne géométrique

 

Mytilus edulis*

 

HgCl2

50j

30

5 333

Pelletier, 1988

 

 

 

 

2540

Moyenne géométrique

 

Mytilus edulis*

HgCl2

4j

50

664

Tsuruga, 1963

 

Mytilus edulis*

HgCl2

4j

0,06

236

Hannerz, 1968

 

Planorbis sp.

HgCl2

49j

0,05

795

Hannerz, 1968

 

Venerupis philippinarum*

HgCl2

8j

50

190

Tsuruga, 1963

Crustacés

Acartia clausi*

HgCl2

1j

0,1

760

Hirota et al., 1983

 

Daphnia magna

HgCl2

21j

0,36

2386

Biesinger et al., 1982

 

Daphnia magna

HgCl2

21j

0,72

2120

 

Daphnia magna

HgCl2

21j

1,28

1818

 

Daphnia magna

HgCl2

3j

1,5

333

Ray et Tripp, 1976

Organismes benthiques

Chironomus riparius (larves)

HgCl2

30j

5,5

12600

Rossaro et al., 1986

 

Chironomus riparius (juveniles)

HgCl2

30j

5,5

10470

Rossaro et al. 1986

 

Chironomus riparius (adultes)

HgCl2

30j

5,5

3623

Rossaro et al. 1986

Insectes

Corixa sp.

HgCl2

65j

0,05

414

 

Dytiscus marginalis (larve)

HgCl2

65j

0,05

603

 

Dytiscus marginalis (adulte)

HgCl2

65j

0,05

862

 

Ephemeridae

HgCl2

65j

0,05

138

 

Gerris najas

HgCl2

65j

0,05

431

 

Notonecta glauca

HgCl2

65j

0,05

483

 

Odonata sp.

HgCl2

65j

0,05

655

 

Tilupa sp.

HgCl2

65j

0,05

840

 

Trichoptera sp.

HgCl2

65j

0,05

513

Poissons

Raja clavata

HgCl2

64j

0,02

3655

Pentreath, 1976

 

Pimephales promelas

HgCl2

287j

0,26

4984

Snarski et Olson, 1982

 

Oncorhynchus mykiss

HgCl2

60j

1

1800

Boudou et Ribeyre, 1984

 

Oncorhynchus mykiss

 

HgCl2

30j

0,1

5670

Ribeyre et Boudou, 1984

 

 

 

 

3195

Moyenne géométrique

 

Oncorhynchus mykiss

HgNO3

4j

50

26

MacLeod et Pessah, 1973

Les valeurs de BCF pour les invertébrés sont comprises entre 190 et 12 600.

En ce qui concerne les mollusques une moyenne géométrique du BCF a été calculée par Slooff et al. (1995) pour les moules (Mytilus edulis) : 2 540.

Pour les végétaux, les concentrations varient en fonction des niveaux d'exposition et des végétaux étudiés ; les végétaux flottants présentent des niveaux d'accumulation inférieurs à ceux des organismes immergés tels que Elodea sp. (Simon et Boudou, 2001). Toutefois, l'accumulation dans les feuilles d'Elodea densa est élevée ; les facteurs de concentration sont de l'ordre de 1 000 pour le mercure inorganique.

Pour les poissons, des valeurs de BCF (poids frais) de 1 800 à 5 670 ont été établies.

L’OSPAR a estimé un BCF (poids frais) pour les poissons de 3 030 en faisant une moyenne géométrique sur les données disponibles et de 1 750 pour les moules (Mytilus edulis)(OSPAR, 1996).

Mercure organique

Espèce

Substance testée

Durée de test

Concentration testées

(µg Hg.L-1)

BCF

(L.kg-1 )

Référence

Plantes aq.

Elodea densa

CH3Hg+

30

0,03

13000

Simon et Boudou, 2001

 

Iris pseudacorus

MeHgOH

32

3

18

Hannerz, 1968

 

Asterias rubens*

MeHgOH

32

3

34

 

Lemna minor

MeHgOH

32

3

2950

 

Phragmites australis

MeHgOH

32

3

25

 

Schoenoplectus lacustris

MeHgOH

32

3

8

Mollusques

Lymnaea stagnalis

MeHgOH

32

3

3480

 

Mytilus edulis*

CH3HgCl

32

0,3

Moyenne 13333

Pelletier, 1988

 

Planorbis sp.

MeHgOH

32

3

3570

Hannerz, 1968

Crustacés

Acartia clausi*

CH3HgCl

1

0,1

24900

Hirota et al., 1983

 

Daphnia magna

CH3HgCl

21

0,04

41000

Biesinger et al., 1982

 

Daphnia magna

CH3HgCl

21

0,07

66700

 

Daphnia magna

CH3HgCl

21

0,13

58200

 

Daphnia magna

CH3HgCl

21

0,26

70700

Organismes benthiques

Chironomus riparius

MeHgOH

32

3

3070

Hannerz, 1968

Insectes

Coixa sp.

MeHgOH

32

3

8470

 

Ephemeridae

MeHgOH

32

3

3290

 

Notonecta glauca

MeHgOH

32

3

2460

Poissons

Lepomis macrochirus

CH3HgCl

29

0,2

524

Cember et al., 1978

 

Lepomis macrochirus

CH3HgCl

29

0,5

1138

 

Lepomis macrochirus

CH3HgCl

29

0,2

1138

 

Poecilia reticulata

CH3HgCl

10

0,1

1850

Kramer et Neidhart, 1975

 

Gambusia affinis

CH3HgCl

30

1

4300

Boudou et Ribeyre, 1984

 

Salmo gairdneri

CH3HgCl

84

0,263

4532

Reinert et al., 1974

 

Salmo gairdneri

CH3HgCl

84

0,258

6622

 

Salmo gairdneri

CH3HgCl

84

0,234

8049

 

Salmo gairdneri

CH3HgCl

30

1

7500

Boudou et Ribeyre, 1984

 

Salmo gairdneri

 

CH3HgCl

30

0,1

35000

Ribeyre et Boudou, 1984

 

 

 

 

9129

moy. geo.

 

Salvelinus s fontinalis

CH3HgCl

273

0,93

10110

McKim et al., 1976

 

CH3HgCl

273

0,29

11720

 

CH3HgCl

273

0,09

12220

 

CH3HgCl

273

0,03

23330

13557

 moy. geo

Les valeurs de BCF pour les invertébrés varient de 2460 à 70 700.

En ce qui concerne les mollusques, deux valeurs de moyenne géométrique du BCF ont été calculées pour les moules (Mytilus edulis). Slooff et al. (1995) estiment une valeur moyenne de BCF de 13 300 (Slooff et al., 1995) et l’OSPAR propose une valeur de 3 500.

Pour les végétaux, Simon et al, (2001) observent que l'accumulation dans les feuilles d'Elodea densa est plus élevée pour le méthylmercure que pour le mercure inorganique (de l'ordre de 13 000 pour le méthylmercure et de 1 000 pour le mercure inorganique).

Pour les poissons, des valeurs de BCF (poids frais) de 524 à 35 000 ont été citées. Slooff et al. (1995) ont calculé une moyenne géométrique de 8 100 par rapport au poids frais.

L’OSPAR a estimé un BCF (poids frais) pour les poissons de 3 640 en faisant une moyenne géométrique sur les données disponibles.

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 5300 - Invertébré Mollusque Expérimentation UE (2005) p.21
Bioaccumulation BCF 85700 -
Onchorynchus mykiss - poisson - corps entier - valeur mesurée avec HgCH3Cl - 75 jours
UE (2005) p.21
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Organismes terrestres

Mercure organique

Le mercure est rapidement accumulé dans les plantes via les racines (Cavallini et al., 1999). En effet, chez les plantes supérieures, la translocation du mercure est rare (ATSDR, 1999 ; Boening, 2000) bien qu’elle semble favorisée par des concentrations élevées (Cavallini et al., 1999). Le mercure atmosphérique est à l’origine de a contamination du feuillage (Ericksen et al., 2003), principalement par dépôt sec. L’accumulation ensuite par les feuilles est relativement lente (Cavallini et al., 1999).

Le mercure des composés organiques est beaucoup plus facilement absorbé et transféré vers les parties aériennes que le mercure inorganique.

Le facteur de bioconcentration (en poids sec) dans les plantes (prélèvement depuis le sol) varie de 0,01 à 1 pour les composés de mercure organique et de 0,01 à 0,3 pour les composés de mercure inorganique, pour des concentrations dans le sol de l’ordre de 0,5 ppm (sol pollué par ajout de boues) (Cappon, 1981, 1987). Les valeurs des facteurs de bioconcentration du mercure inorganique et du mercure organique (prélèvement depuis le sol et pour des concentrations dans le sol en mercure total de l’ordre de 0,5 ppm) pour certains des végétaux les plus consommés par la population française, rapportées dans les publications de Cappon sont les suivantes (valeurs en poids sec) :

 

Végétaux

BCFmercure organique

Références

carottes

0,083

(0,048 - 0,118)

Cappon (1981, 1987)

radis

0,079

(0,06 - 0,092)

Cappon (1981, 1987)

navets

0,013

Cappon (1987)

courgettes

0,009

(0 - 0,018)

Cappon (1981, 1987)

tomates

0,088

(0,072 - 0,105)

Cappon (1981, 1987)

salades

0,852

(0,403 - 1,30)

Cappon (1981, 1987)

choux

0,364

(0,048 - 0,51)

Cappon (1981, 1987)

haricots verts

0,020

Cappon (1981)

pommes de terre

0,2

US EPA (1997a)

Remarques :

Seules les deux publications de Cappon (1981, 1987) ont été utilisées pour le choix des facteurs de bioconcentration des composés du mercure dans les plantes, car ce sont les rares études (présentes dans la littérature) s’étant intéressées à la spéciation du mercure dans les plantes.

Facteur de bioconcentration du mercure inorganique 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, 2014). 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, 2 050 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.developpement-durable.gouv.fr/BAPPET-BAse-de-donnees-sur-les.html et fonctionne sur ACCESS 2003 et 2007.

Bibliographie

Introduction

L'ensemble des informations et des données toxicologiques provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (ATSDR, 1999, 2001 ; IARC, 1993 ; OMS IPCS, 1990, 1991, CICAD, 2003 ; US EPA (IRIS), 1995, US EPA (IRIS), 2001). 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.

Le mercure élémentaire ou métallique, qui correspond à la valence 0 du mercure, Hg0 est un liquide sous la forme métal, pouvant former des vapeurs, dont l'inhalation est essentiellement à l’origine des effets toxiques observés du mercure élémentaire.Les sources de mercure élémentaire sont principalement anthropiques, lors de son utilisation, ce mercure peut subir des modifications chimiques, biochimiques et/ou environnementales, et être transformé en mercure inorganique ou organique, dont la toxicité et les modes de contamination sont différents (cycle du mercure).

Le mercure inorganique (sels de mercure) est principalement représenté par le chlorure mercurique. Dans les formes inorganiques, le mercure possède une valence de 1 ou 2 (la valence 2 étant la forme la plus courante et la plus toxique). La voie de contamination principale est la voie orale.

Le mercure organique forme des sels avec des dérivés alkyles ou phényles. Il s’agit principalement du méthylmercure et du phénylmercure. La voie de contamination principale est la voie orale.

Toxicocinétique

Chez l'homme

Absorption

Mercure élémentaire et mercure inorganique

Chez l'homme, le mercure élémentaire sous forme de vapeur est essentiellement absorbé par voie pulmonaire. L’absorption rapide du mercure élémentaire par voie respiratoire a été mise en évidence de façon indirecte par la présence d'un taux élevé de mercure dans les hématies, dans le plasma et dans les excréments chez 5 volontaires sains ayant inhalé du mercure élémentaire radiomarqué pendant 14 à 24 minutes (Cherian et al., 1978). Le taux d’absorption pulmonaire est compris entre 75 et 85 %.

L'étude de Sandborgh-Englund et al., (1998) a permis d’étudier la persistance chez 9 volontaires sains (2 hommes et 7 femmes) exposés par voie respiratoire à  400 µg.m-3 de vapeur de mercure élémentaire (médiane 399 µg.m-3 et concentrations comprises entre 365 et 430 µg.m-3) pendant 15 minutes (5,5 nmol de mercure par kg de poids du corps). Des échantillons d’air expiré, de sang et d’urines ont été collectés pendant 30 jours après exposition. La rétention moyenne du mercure élémentaire après 30 jours était de 69 % de la dose inhalée. Cela correspond approximativement à une demi-vie de 60 jours pour le mercure élémentaire.

Pour les composés inorganiques du mercure, l’absorption via les poumons est faible, probablement en raison du dépôt des particules au niveau des voies aériennes supérieures qui ne subissent pas par conséquent l’action de l’escalator mucociliaire (Friberg et Nordberg, 1973).

Peu d'études traitent de l'absorption par voie orale du mercure élémentaire et du mercure inorganique. Toutefois, l’absorption par voie orale de ces deux types de mercure semble faible. L'ingestion d'une faible quantité de mercure élémentaire (0,1 mL ou 1 g) n'induit pas de symptômes (Wright et al., 1980) et des études concernant l'ingestion du mercure élémentaire ont indiqué que son absorption par voie orale était négligeable (Sue, 1994 ; Wright et al., 1980). Seulement 15 % de la dose de nitrate de mercure administrée par voie orale chez l'homme dans une solution aqueuse ou couplée à des protéines de foie de veau sont absorbés par le tractus gastro-intestinal (Rahola et al., 1973). Aucune information n'est disponible concernant le pourcentage d'absorption par voie orale du chlorure mercurique et du sulfure de mercure.

Le taux d’absorption cutanée des vapeurs de mercure élémentaire a été mesuré chez 5 volontaires sains. Ce taux d'absorption est de 0,024 ng.cm-2 de peau par minute pour 1 ng de mercure par cm3 d’air, soit un taux d’absorption de 2,6 % (Hursch et al., 1989). Aucune information sur l'absorption cutanée du mercure métallique sous forme liquide n’est disponible. Par contre, des preuves indirectes de l'absorption cutanée du mercure inorganique ont été fournies par des cas cliniques dans lesquels une intoxication au mercure a été rapportée après une application cutanée de crème contenant des sels de mercure inorganiques (Bourgeois et al., 1986; Debont et al., 1986). En effet, des échantillons urinaires, prélevés chez de jeunes femmes utilisant régulièrement des crèmes éclaircissantes contenant de 5 à 10 % de chlorure mercurique et d’ammonium, présentaient des concentrations moyennes de 109 µg.L-1 ; celles utilisant ces crèmes de manière discontinue ont présenté des concentrations urinaires de 6 µg.L-1 et celles n’en utilisant pas des concentrations de 2 µg.L-1 (Barr et al., 1973).

Il a également été montré une absorption du mercure élémentaire sous forme vapeur via les nerfs olfactifs. Cependant, Maas et al., 1996 ont démontré qu’il n’y a pas de relation entre les concentrations en mercure au niveau des parties basses du cerveau et la quantité d’amalgames mercuriques présents dans la bouche.

L’importance du transport du mercure inorganique à travers la barrière intestinale dépend de la solubilité du composé (Friberg et Nordberg, 1973) et/ou de la facilité du composé à se dissocier dans le lumen intestinal pour devenir biodisponible (Endo et al., 1990). L’absorption des composés mercureux est moins importante que celle des composés mercuriques à cause des différences de solubilités (Friberg et Nordberg, 1973).

Mercure organique

Aucune donnée concernant l’absorption du mercure organique par inhalation n’est disponible. Cependant, des preuves indirectes indiquent que ce mercure peut être absorbé à travers les poumons : 6 heures après l’inhalation de diméthylmercure radioactif, de la radioactivité a été retrouvée dans les urines (Ostlund, 1969).

Par voie orale, l’absorption du mercure organique est plus importante que celle du mercure inorganique ou du mercure élémentaire. Environ 95 % d’une dose de nitrate de méthylmercure (quantité non indiquée) sont absorbés par voie orale (Aberg et al., 1969). Aucune donnée quantitative n’est disponible concernant l’absorption cutanée du mercure organique. Cependant, il a été montré que la concentration de mercure dans les urines était plus importante chez les enfants ayant porté des couches traitées par des fongicides contenant du phénylmercure (Gotelli et al., 1985).

Distribution

Mercure élémentaire et mercure inorganique

Chez l’homme, le mercure élémentaire absorbé se retrouve dans le sang après inhalation (Magos, 1967) et est distribué dans tout le corps (Cherian et al., 1978). En effet, du fait de ces propriétés lipophiles, il traverse facilement la barrière sang/cerveau et la barrière placentaire (Clarkson, 1989).

Le cation divalent (Hg2+) existe sous deux formes : une forme diffusible et une forme non-diffusible. La forme non-diffusible existe comme ion mercurique qui se lie aux protéines et qui est impliquée dans la formation de complexes à haut poids moléculaire.. Dans le plasma, l’ion mercurique est sous forme non diffusible de façon prédominante et est lié à l’albumine et aux globulines (Clarkson et Cross, 1961 ; Berlin, 1963 ;Cember et al., 1968).

Après exposition à des concentrations comprises entre 0,1 et 0,2 mg.m-3 de mercure élémentaire sous forme de vapeur, 74 à 80 % de ce mercure sont retenus dans les tissus humains (Hursch et al., 1976 ; Teisinger et Fiserosa-Bergerova, 1965).

Chez des volontaires sains, ayant inhalé une de mercure élémentaire radiomarqué pendant 20 minutes, approximativement 2 %, de la dose absorbée, sont retrouvées par litre de sang. La fixation dans les hématies est maximale en 2 h, mais elle n’est pas complète dans le plasma même après 24h. Les concentrations en mercure dans les hématies sont le double de celles mesurées dans le plasma. Ce ratio persiste pendant au moins 6 jours après l’exposition (Cherian et al., 1978).

La plus longue rétention de mercure après inhalation est observée dans le cerveau. En effet, il a été montré que des travailleurs japonais, morts 10 ans après la dernière exposition à des vapeurs de mercure élémentaire, présentaient des taux élevés de mercure dans leurs cerveaux (Takahata et al., 1970).

Le mercure élémentaire se retrouve prioritairement dans les reins (Rothstein et Hayes, 1964) alors que le mercure inorganique divalent, atteint de façon similaire tous les organes. L’accumulation du mercure inorganique divalent au niveau des reins et dans le fœtus est moins importante que celle du mercure élémentaire puisqu’il est moins lipophile.

Après une exposition par voie orale, chez l’homme, au chlorure de mercure, du mercure a été retrouvé dans les cheveux des individus exposés (Suzuki et al., 1992).

Mercure organique

Chez l’homme, la distribution du mercure organique absorbé par voie pulmonaire ou cutanée n’a pas fait l’objet d’étude. Par contre, le mercure organique absorbé par voie orale est distribué dans tout le corps et s’accumule principalement dans les reins et le cerveau.

Métabolisme

Mercure élémentaire et mercure inorganique

Le métabolisme du mercure est identique chez l’homme et chez l’animal quel que soit le type de mercure (élémentaire ou inorganique) et quel que soit le mode d’absorption. Chez l’homme, le mercure élémentaire inhalé sous forme de vapeurs se retrouve rapidement dans le sang et le mercure est dans un premier temps oxydé dans les hématies en mercure inorganique par l’hydrogène peroxydase (Clarkson, 1989 ; Halbach et Clarkson, 1978). Nielsen-Kudsk (1973) a montré que la stimulation de la production de peroxyde d’hydrogène dans les hématies augmente le captage du mercure par ces hématies (Nielsen-Kudsk, 1973). De même, la voie d’oxydation du mercure élémentaire (hydrogène peroxyde-catalase) peut être inhibée par l’éthanol (substrat compétitif pour la catalase bloquant ainsi la recapture du mercure par les hématies). Le taux d’oxydation dépend de la concentration de la catalase dans les tissus, de la production endogène de peroxyde d’hydrogène et de la disponibilité du mercure au niveau des sites d’oxydation. Cependant, deux variants de l’acatalasémie/hypocatalasémie existent conduisant à une activité déficiente de cette enzyme, qui peut engendrer une sous-population humaine particulièrement sensible (Aebi, 1967 ; Paul et Engstedt, 1958) L’oxydation du mercure élémentaire a lieu également dans le cerveau, le foie (Magos et al., 1978), les poumons et probablement dans les autres tissus (Clarkson, 1989). Chez l’homme, le mercure inorganique est également oxydé puis réduit en mercure élémentaire par la glutathion réductase.

Mercure organique

Le méthylmercure est métabolisé en mercure inorganique dans les tissus (Dunn et Clarkson, 1980). En effet, de nombreuses études ont montré un taux élevé de mercure inorganique dans les tissus et dans les excréments après une exposition des individus au méthylmercure (OMS IPCS, 1990). Une faible dose de chlorure de méthylmercure, absorbée par voie orale, peut être également transformée en mercure inorganique par la flore intestinale (Nakamura et al., 1977 ; Rowland et al., 1980). Le phénylmercure est aussi rapidement métabolisé en mercure inorganique (Nordberg, 1976) et son métabolisme implique l’hydroxylation du noyau benzène en un métabolite instable puis une transformation en mercure inorganique (Gage, 1973 ; Nordberg, 1976).

Élimination

Mercure élémentaire et mercure inorganique

En ce qui concerne l’élimination, le mercure inorganique et le mercure élémentaire, quelles que soient leurs niveaux d’absorption, sont principalement excrétés dans les urines et dans les fèces, leur demi-vie étant de 1 à 2 mois (Clarkson, 1989). Ainsi une demi-vie de 25,9 jours a été estimée suite à une exposition unique à une concentration élevée (13,8 mg.kg-1) de chlorure mercurique (Suzuki et al., 1992).

Après une courte exposition à de fortes concentrations de mercure élémentaire et inorganique, l’excrétion urinaire compte pour 13% de la charge corporelle totale. Après une exposition de longue durée, l’excrétion urinaire augmente jusqu’à 58%. La partie éliminée par les poumons via la respiration et la quantité excrétée par les sécrétions (salive, bile, sueur) constitue une petite partie de l’excrétion du mercure (Joselow et al., 1968 ; Lovejoy et al., 1974).

Chez l’homme, le mercure élémentaire inhalé, au cours d’expositions inférieures à une heure, montre que 7% du mercure absorbé est excrété dans l’air expiré (Cherian et al., 1978 ; Hursch et al., 1976). Le mercure inorganique est également excrété dans lait maternel (Yoshida et al., 1992).

Il a été montré que le taux d’élimination total du mercure inorganique est du même ordre que le taux d’élimination rénale. Dans une cohorte de 1107 individus répartis dans 15 pays, Goldwater (1972) rapporte les concentrations en mercure urinaire pour des sujets (en pourcentages cumulés) non exposés au mercure : <0,5 µg.L-1 – 78 % ; <5 µg.L-1 – 86 % ; <10 µg.L-1 – 89 % ; <15 µg.L-1 – 94 % ; <20 µg.L-1 – 95 % (Goldwater, 1972).

Après une administration unique par voie orale de mercure divalent chez 10 volontaires, 85 % du mercure (203Hg) a été excrété en 4 à 5 jours, par les fèces, ce qui est en accord avec la faible absorption intestinale du cation divalent (Rahola et al., 1973).

Toutefois, lorsque les individus sont exposés à de fortes concentrations de mercure inorganique divalent, l’excrétion du mercure se fait majoritairement dans les urines. L’étude de Barregard et al. (1992) a montré que 25,9 jours après une exposition aiguë à 13,8 mg.kg-1 de chlorure de mercure, la moitié du mercure absorbé était éliminée dans les urines. Il a également été montré que l’élimination du mercure se faisait en deux phases (Takahata et al., 1970). En effet, dans cette étude, après une exposition de travailleurs à du mercure élémentaire (concentration supérieure à 0,1 mg.m-3) pendant 20 à 45 heures, une analyse par un modèle à double compartiment a permis de mettre en évidence qu’une partie du mercure inhalé était éliminée 28 jours après l’exposition (phase rapide), alors qu’une autre partie était éliminée 41 jours après l’exposition (phase longue)(Barregard et al., 1992). Ainsi, le mercure en excès est éliminé rapidement, alors que le mercure retenu dans les tissus est éliminé dans un second temps. Le mercure inorganique et le mercure élémentaire peuvent être également excrétés dans l’air exhalé, dans la salive et dans la bile (Lovejoy et al., 1974). L'étude de Sandborgh-Englund et al. (1998) a montré chez 9 volontaires sains (2 hommes et 7 femmes) exposés par voie respiratoire à  400 µg.m-3 (médiane  399 µg.m-3 et concentrations comprises entre 365 et 430 µg.m-3) de vapeur de mercure élémentaire pendant 15 minutes (5,5 nmol de mercure.kg poids du corps) que durant les 3 premiers jours qui suivent l'exposition, 7,5 à 12 % de la dose absorbée étaient rejetés dans l'air exhalé alors que seulement 1 % du mercure inhalé a été mesuré dans les urines.

Dans une étude chez des travailleurs exposés à des vapeurs de mercure élémentaire pendant 2 à 18 ans (en moyenne 5 ans), il a été montré que l’élimination du mercure dans l’urine est caractérisable par un modèle à un compartiment, avec une demi-vie estimée de 55 jours (Sallsten et al., 1993). Pour de fortes expositions à du mercure inorganique divalent, la voie urinaire est la voie majoritaire d’élimination (Inouye et Kajiwara, 1990), avec une demi-vie similaire au mercure élémentaire (Clarkson, 1989).

Mercure organique

Chez l’homme, le mercure organique est principalement excrété dans les fèces sous forme de mercure inorganique. Moins d’un tiers du mercure organique inhalé ou ingéré est excrété dans les urines (Norseth et Clarkson, 1970).

Chez l'animal

Absorption

Mercure élémentaire et mercure inorganique

Chez l’animal, le mercure élémentaire et le mercure inorganique sont principalement absorbés par voie pulmonaire. Chez des cobayes en gestation ou pendant la lactation, des taux élevés de mercure ont été détectés dans le sang et dans les tissus après des expositions de courtes durées (2 à 2h30) à 6 et à 10 mg.m-3 de mercure élémentaire (Yoshida et al., 1990 ; Yoshida et al., 1992). Chez le rat, des taux élevés de mercure dans le sang et dans le cerveau ont été détectés après une exposition répétée pendant 5 semaines à 1 mg.m-3de vapeurs de mercure. Enfin, l’étude de Morrow et al. (1964) a montré, chez le chien, que le taux d’absorption par voie pulmonaire de mercure inorganique divalent était approximativement de 40 % (Morrow et al., 1964).

Le taux d’absorption par voie orale du mercure élémentaire et du mercure inorganique est faible. Seulement 1 à 2 % du chlorure mercurique administré aux souris par voie orale sont absorbés (Clarkson, 1971). Chez le rat, le taux d’absorption du chlorure mercurique est de 3 à 4 %, de 8,5 % et de 6,5 % après des administrations respectives de 0,2 à 12,5 mg.kg-1, de 17,5 mg.kg-1 et de 20 mg.kg-1 (Piotrowski et al., 1992). Cependant, si on considère la rétention dans l’organisme entier comme un indicateur d’absorption, une valeur d’absorption de 20 % à 25 % a été calculée suite à l’administration unique par voie orale de 0,2 à
20 mg(Hg).kg-1 (chlorure mercurique) chez la souris (Nielsen et Andersen, 1990). L’absorption du mercure élémentaire et du mercure inorganique par voie orale dépend de l’âge des animaux étudiés, de leur alimentation et du pH intestinal (Endo et al., 1990). Après administration de chlorure de mercure, le taux d’absorption est de 38 % chez les souris d’une semaine et de 1 % chez les souris adultes. Lorsque les rats adultes sont nourris avec du lait et non avec une nourriture standard, le taux d’absorption du chlorure mercurique est de 7 % au lieu de 1 % (Kostial et al., 1978).

L’examen de biopsies de peau, 2 à 96 heures après l’application cutanée d’une solution de 0,1 % de chlorure de mercure a montré que le mercure inorganique pouvait être absorbé par voie cutanée (Silberberg et al., 1969). Mais le taux d’absorption du mercure n’a pas été mesuré.

Mercure organique

Chez l’animal, aucune donnée concernant l’absorption du mercure organique par voie pulmonaire n’est disponible.

La voie orale est la voie d’absorption principale du mercure organique et le taux d’absorption de ce mercure est de 95 % (Aberg et al., 1969).

L’absorption par voie orale du mercure organique est importante et est plus élevée que celle du mercure élémentaire et du mercure inorganique. Il a été montré que les sels de phénylmercure présents dans la nourriture des souris étaient complètement absorbés (Clarkson, 1972). De même, chez les singes femelles, l’absorption de chlorure de méthylmercure est presque complète après exposition, par gavage, à 0,5 mg.kg-1 de chlorure de méthylmercure (Rice, 1989).

L’absorption cutanée du mercure organique est de 75 %, chez le rat, 8 heures après l’application du mercure (Laug et Kunze, 1949).

Distribution

Mercure élémentaire et mercure inorganique

Chez l’animal, le mercure élémentaire absorbé par voie pulmonaire est dissous dans le sang et est ensuite distribué dans tout l’organisme. Le mercure élémentaire se distribue préférentiellement dans le cerveau mais également au niveau du foie et des reins. Après une exposition répétée pendant 5 semaines à 1 mg.m-3 de vapeurs de mercure, des taux élevés de mercure ont été détectés dans le sang et dans le cerveau des rats exposés. Une étude réalisée chez des rats exposés à 1 mg.m-3 de vapeur de mercure élémentaire, soit 24 heures par jour pendant 6 semaines, soit 6 heures par jour, 3 jours par semaine pendant 5 semaines, a montré que les concentrations en mercure dans le cerveau de ces rats étaient respectivement de 5,03 et de 0,71 µg.g-1 de cerveau (Warfvinge et al., 1992). L’étude de Schionning et al., (1991) a montré que le mercure élémentaire se retrouvait essentiellement au niveau du néocortex et des cellules du Purkinje du cervelet mais également dans d’autres tissus (foie, rein, poumon et intestin) et dans certains types cellulaires (fibroblastes et macrophages). Du mercure a également été retrouvé au niveau des neurones de la racine dorsale et dans les cellules satellites de primates exposés pendant un an à du mercure présent dans des amalgames dentaires (Danscher et al., 1990). L’âge des animaux étudiés a une influence sur la distribution du mercure élémentaire. Ainsi, après une exposition de cobayes à 8 ou à 10 mg.m-3 de vapeurs de mercure élémentaire pendant  120 minutes, la concentration de mercure retrouvée dans le cerveau, les poumons et le cœur est plus importante chez les nouveaux nés que chez les mères (Yoshida et al., 1989). Cette expérience, confortée par d’autres études, a indiqué que l’accumulation du mercure se faisait plus facilement chez le jeune que chez l’adulte expliquant un effet neurotoxique plus important des vapeurs de mercure chez les jeunes que chez les adultes.

Alors que les premiers organes cibles du mercure après inhalation de vapeurs de mercure élémentaire sont le cerveau et les reins, la distribution dans les autres parties de l’organisme dépend de la durée d’exposition et surtout de la concentration d’exposition. Chez des rats exposés à des concentrations en mercure de l’ordre de 10 à  100 µg.m-3, 6 h.j-1, 5 jours par semaine, de la 4ème à la 11ème semaine, des quantités mesurables de mercure ont été détectées dans le sang, les poils, les dents, les reins, le cerveau, les poumons, le foie, la rate et la langue, avec la plus grande quantité dans le cortex rénal (Eide et Wesenberg, 1993). L’exposition au mercure stimule la production de métallothionine par les reins, laquelle augmente la quantité d’ions mercuriques liés (Cherian et Clarkson, 1976 ; Piotrowski et al., 1992).

Bien que certaines études montrent que l’organe cible majoritaire après exposition de vapeurs de mercure est le rein (Rothstein et Hayes, 1964), d’autres études ont montré que le cerveau est l’organe principal de rétention du mercure. En effet, les cerveaux de souris exposées pendant 4h à des vapeurs de mercure présentent de grandes quantités de mercure par rapport aux autres organes (Berlin et al., 1966).

Chez des souris exposées à des vapeurs de mercure (8 mg.m-3, 6 h.j-1, pendant 10 jours), la quantité de mercure est plus importante dans la substance grise que dans la substance blanche (Cassano et al., 1966 ; Cassano et al., 1969).

Après absorption par voie orale, les distributions du mercure élémentaire et du mercure inorganique sont similaires. Chez les souris, après une exposition unique à des doses comprises entre 0,2 et 20 mg.kg-1 de chlorure de mercurique, les concentrations de mercure les plus élevées ont été retrouvées dans le foie et dans les reins (Nielsen et Andersen, 1990). Il a également été montré une accumulation de mercure au niveau du corps cellulaire des neurones des noyaux supra-optiques et paraventriculaires, ainsi qu’au niveau des neurones sécréteurs et des axones terminaux de la neurohypophyse chez des rats traités avec du chlorure mercurique dans l’eau de boisson (Villegas et al., 1999).

Le mercure élémentaire étant rapidement oxydé en ions mercuriques, sa distribution reflète plus les mouvements des ions mercuriques que celui du mercure élémentaire lui même. En revanche, le mercure inorganique étant moins lipophile que le mercure élémentaire, la quantité de mercure divalent inorganique traversant la barrière sang-cerveau et la barrière du placenta est plus faible que la quantité de mercure élémentaire (Clarkson, 1989). Ainsi, les niveaux de mercure chez le fœtus de souris sont approximativement 4 fois plus élevés après exposition à des vapeurs de mercure élémentaire par rapport à une exposition à du chlorure mercurique, et 10 à 40 fois plus élevé chez les rats (Clarkson, 1989). Le transport  des ions mercuriques est limité à la barrière placentaire par la présence de sites de liaison à haute affinité (Dencker et al., 1983). De plus, chez la souris, l’absorption du mercure à travers le placenta semble augmenter à mesure que la gestation progresse (Dencker et al., 1983).

Après exposition de souris à de fortes doses de sulfure de mercure (8 à 200 mg(Hg).kg-1.j-1) pendant 7 jours, le taux de mercure présent dans le foie et dans les reins est significativement plus élevé que celui retrouvé dans le foie et les reins des souris témoins (Sin et al., 1983). Ce résultat n’est pas observé pour des doses faibles de sulfure de mercure (4-5 mg de mercure par kg) pour une exposition de 2 à 8 semaines.

Aucune étude sur la distribution du mercure élémentaire et du mercure inorganique absorbés par voie cutanée n’est disponible.

Mercure organique

Chez l’animal, aucune donnée concernant la distribution du mercure absorbé par inhalation n’est disponible.

Le méthylmercure, après son absorption par voie orale se distribue dans l’ensemble de l’organisme (Aberg et al., 1969 ; Miettinen, 1973). De fortes doses de méthylmercure ont été mesurées dans les reins et le foie, après une administration unique chez les souris de 0,04, 0,1, 1 ou 5 mg de chlorure de méthylmercure, 14 jours après l’exposition (Nielsen et Andersen, 1991). Il est noté que le méthylmercure traverse la barrière placentaire (Ask et al., 2002).

La distribution du mercure organique absorbé par voie cutanée n’a pas été étudiée chez l’animal.

Métabolisme

Mercure élémentaire et mercure inorganique

Comme précisé auparavant, en ce qui concerne le métabolisme, de nombreuses études ont montré que le mercure inorganique divalent absorbé par voie respiratoire était oxydé puis réduit partiellement en mercure élémentaire. Ainsi, les rats et les souris prétraités avec du chlorure de mercure exhalent des vapeurs de mercure élémentaire (Clarkson et Rothstein, 1964 ; Dunn et al., 1981). Le mercure élémentaire entre rapidement dans le flux sanguin au niveau des poumons. Il subit ainsi rapidement une oxydation, au niveau des hématies, qui le transforme en une forme inorganique divalente par la voie de l’hydrogène peroxyde-catalase (Clarkson, 1989 ; Halbach et Clarkson, 1978). Le taux d’oxydation est dépendant de la concentration en catalase dans le tissu, de la production endogène de peroxyde d’hydrogène et de la biodisponibilité des vapeurs de mercure sur le site d’oxydation (Magos et al., 1978). La gluthation réductase serait responsable de la réduction des ions mercure (Williams et al., 1982).

La voie d’oxydation par l’hydrogène peroxyde-catalase est saturée lorsque les doses sont élevées (Magos et al., 1989). En effet, la quantité de mercure contenue dans le sang est proportionnellement plus élevée après exposition à une faible dose qu’après exposition à une forte dose, indiquant qu’une grande partie de la faible dose est oxydée (Magos et al., 1989).

L’oxydation du mercure élémentaire, lorsque celui-ci est distribué sous cette forme, s’effectue principalement dans le cerveau, le foie (adulte et fœtal) (Magos et al., 1978), les poumons (Hursh et al., 1980) et probablement dans d’autres tissus dans une moindre mesure (Clarkson, 1989). Dans le cerveau, la forme élémentaire inoxydée du mercure peut être oxydée et être piégée, car la forme divalente du mercure passe plus difficilement la barrière hémato-encéphalique. Des études autoradiographiques montrent que l’oxydation du mercure survient aussi au niveau du placenta et du fœtus (Dencker et al., 1983).

Mercure organique

Chez l’animal, après inhalation, le mercure organique est transformé en mercure inorganique (Dunn et Clarkson, 1980). Chez le rat, les microsomes du foie sont capables de dégrader le méthylmercure en mercure inorganique, libérant ainsi des radicaux hydroxylés. La NADH-cytochrome P-450 réductase est responsable de la formation de radicaux hydroxylés capables d’induire la dégradation du mercure alkylé. Une faible dose de chlorure de méthylmercure ingéré peut être également transformée en mercure inorganique par la flore intestinale (Nakamura et al., 1977 ; Rowland et al., 1980). Chez le rat et le singe, le méthylmercure est sécrété dans la bile et ne peut être réabsorbé dans l’intestin (Berlin et al., 1975 ; Norseth et Clarkson, 1971 ; Urano et al., 1990). Il semblerait que le méthylmercure puisse se complexer avec un composé sulfhydrique non protéique, présent dans la bile et qu’il puisse être réabsorbé sous cette forme grâce un transporteur (Ballatori et Clarkson, 1982 ; Urano et al., 1990).

Élimination

Mercure élémentaire et mercure inorganique

Les données concernant l’élimination du mercure élémentaire et du mercure inorganique sont limitées chez l’animal. Après inhalation, 10 à 20 % du mercure élémentaire excrété est exhalé (Rothstein et Hayes, 1964). Le mercure inorganique inhalé est également excrété dans le lait maternel (Yoshida et al., 1992).

L’âge est un facteur important dans le processus d’élimination du mercure inorganique : en effet, la rétention chez les jeunes rats est plus importante que chez les rats plus âgés. Cette différence âge-dépendant pour le taux d’élimination du mercure peut refléter des différences de sites de rétention du mercure comme les poils, les hématies ou la peau (Yoshida et al., 1992).

Le mercure inorganique absorbé par voie orale est éliminé dans les urines. Ainsi, après administration de 8 à 200 mg.kg-1 de sulfure de mercure chez les souris, le mercure est éliminé dans les urines (Yeoh et al., 1986 ; Yeoh et Lee, 1989). Le taux d’excrétion du mercure est de 1,6 à 2,2 ng.h-1.

Aucune donnée n’est disponible concernant l’élimination du mercure élémentaire et du mercure inorganique absorbés par voie cutanée.

Mercure organique

Le méthylmercure peut être également transformé en mercure inorganique dans le lumen gastro-intestinal par la flore intestinale (Nakamura et al., 1977 ; Rowland et al., 1980) ce qui diminue son absorption et augmente le quantité de mercure excrétée dans les matières fécales. L’excrétion du méthylmercure est plus longue chez les rats nouveau-nés que chez les rats adultes car le foie des rats nouveau-nés est incapable de sécréter le méthylmercure dans la bile. Le méthylmercure est également excrété dans le lait maternel des rats et des cobayes (Sundberg et Oskarsson, 1992 ; Yoshida et al., 1992).

Autre

Mécanisme d’action :

Le mercure exerce sa toxicité par plusieurs mécanismes, mais la plupart sont en relation avec la haute affinité de l’ion mercurique pour les groupements sulfhydryls. Par liaison à ces groupements sulfhydryls de molécules comme le glutathion et l’N-acétylcystéine, le mercure altère le statut des thiols intracellualires, ce qui a pour conséquence d’augmenter le stress oxydatif et la peroxydation des lipides. Au niveau de la mitochondrie, le mercure interagit avec la chaîne de transport des électrons, augmentant ainsi la quantité de peroxyde d’hydrogène. Ceci est concommittant avec la déplétion de glutathion mitochondrial, la dépolarisation de la membrane mitochondriale interne, et l’augmentation de la sensibilité de la membrane mitochondriale à la peroxydation. Ainsi, la fonction mitochondriale est affectée et le stress oxydatif augmenté (Lund et al., 1993 ; OEHHA, 2008). En plus de ces effets pro-oxydatifs, la liaison du mercure avec les groupements sulfhydryls altère certaines fonctions cellulaires comme la polymérisation des microtubules (Yole et al., 2007), la transcritption de l’ADN (Rodgers et al., 2001), la synthèse de glutamine (Allen et al., 2001) et l’homéostasie du calcium (Yole et al., 2007). Ces effets conduisent à de nombreux dysfonctionnement cellulaires et même à la mort cellulaire, ces effets étant eux-mêmes exacerbés par la capacité du mercure à induire des réponses auto-immunes (Rowley et Monestier, 2005).

Synthèse

Chez l’homme, comme chez l’animal, le mercure métallique (Hg0) est essentiellement absorbé par voie pulmonaire. Le mercure inorganique est très peu absorbé par voie pulmonaire. De manière générale, chez l’homme, le mercure métallique et le mercure inorganique présentent un faible taux d’absorption par voie orale et encore plus faible par voie cutanée. Enfin, les sels mercuriques (Hg2+) sont plus facilement absorbés que les sels mercureux (Hg+). Le mercure organique, est absorbé plus facilement par voie orale. Quelle que soit la forme de mercure considérée, il est distribué dans tout l’organisme, mais se retrouve préférentiellement au niveau des reins, du foie et du cerveau. Le métabolisme du mercure a lieu au niveau des poumons, des hématies, du foie et du cerveau. Le mercure de manière générale subit au sein des organes où il se situe un cycle d’oxydo-réduction. Le mercure élémentaire et le mercure inorganique sont éliminés principalement par les urines et les fécès, et une plus faible quantité par la respiration et par les sécrétions.

La toxicocinétique des composés organiques du mercure, en particulier le méthylmercure, montre que leur absorption est plus importante que pour les composés inorganiques. La distribution se fait dans tous les tissus, avec toutefois une présence plus élevée au niveau des reins et du cerveau. Les sels organiques de mercure sont transformés en ions mercuriques divalents et sont par conséquent largement excrétés au niveau des fécès.

Le mécanisme d’action toxique du mercure est fortement lié à sa capacité à se fixer sur les groupements sulfhydryls et consécutivement à l’induction de nombreux dysfonctionnements cellulaires.

Toxicité aiguë

Chez l'homme

Mercure élémentaire

Des expositions aiguës à de fortes concentrations de vapeurs de mercure élémentaire (dose non précisée) peuvent entraîner la mort chez l’homme (Matthes et al., 1958 ; Taueg et al., 1992). Par inhalation, on observe de manière générale une irritation des voies respiratoires (pneumopathie diffuse avec œdème interstitiel), une encéphalopathie parfois sévère des troubles digestifs (nausée, vomissements, diarhhée), une stomatite et une atteinte tubulaire rénale modérée (INRS, 2014). Friberg et Vostal, (1972) ont également montré qu’une exposition par voie pulmonaire à du mercure élémentaire aux concentrations comprises entre 1 et 3 mg.m-3 pouvait provoquer chez l’homme des pneumonies mercurielles aiguës suivies de trachéo-bronchites, de pneumonies diffuses et parfois un pneumothorax bilatéral ainsi qu’un arrêt respiratoire (Friberg et Vostal, 1972). Des cas de réactions allergiques ont été également notés chez certains individus, 24 à 48 h après la pose d’un amalgame dentaire contenant du mercure.

L’inhalation de vapeurs de mercure issues d’un chauffage de mercure élémentaire (liquide, en quantité inconnue) a provoqué une intoxication aiguë chez un jeune enfant, avec notamment des effets hépatiques (Jaffe et al., 1983). Il a également été montré une hépatomégalie et des vacuoles lobulaires centrales chez un homme exposé pendant un court temps à une forte concentration de vapeurs de mercure élémentaire (Kanluen et Gottlieb, 1991 ; Rowens et al., 1991).

Mercure inorganique

Aucune donnée concernant l’effet du mercure inorganique par voie pulmonaire n’est disponible.

Mercure organique

Des cas de décès ont été rapportés chez des salariés ayant inhalé des vapeurs d'alkylmercure à la suite d'accidents de travail. La cause des décès n'a pas été identifiée mais dans tous les cas, la mort est survenue avant le développement de troubles neurotoxiques sévères (Hill, 1943 ; Hook et al., 1954).

Mercure inorganique

La dose létale de chlorure mercurique a été estimée entre 10 et 42 mg Hg.kg-1 pour un homme de 70 kg (Gleason et al., 1957). La mort survenant après une exposition orale au mercure inorganique, est la plupart du temps provoquée par un choc hémodynamique, une défaillance cardiovasculaire, une insuffisance rénale ou par des dommages gastrointestinaux sévères (Gleason et al., 1957 ; Murphy et al., 1979 ; Troens et al., 1951). Neuf personnes sont décédées après avoir ingéré de façon volontaire une dose unique de chlorure mercurique (entre 29 et 50 mg.kg-1). Ces personnes présentaient toutes des lésions gastrointestinales ainsi que troubles rénaux (urémie, anurie, albuminurie) (Troens et al., 1951). Une femme de 50 ans, traitée par la médecine chinoise, décéda également après avoir ingéré une dose non connue de chlorure mercureux. La cause du décès a été attribuée à une insuffisance rénale (Kang-Yum et Oransky, 1992). Enfin, il a été diagnostiqué des troubles gastriques, une insuffisance rénale ainsi qu’une hyperamylasémie chez une femme âgée ayant ingéré volontairement 25 g de poudre de chlorure de mercure mélangée dans 50 mL de lait. A la sortie de l’hôpital, seule une concentration élevée en amylase et en protéase dans le sérum est observée (Kamijo et al., 2001).

D’autre part, l’ingestion de mercure inorganique provoque des troubles respiratoires. Un homme de 35 ans ayant avalé une quantité indéterminée de chlorure mercurique a présenté un œdème pulmonaire sévère, nécessitant une ventilation artificielle (Murphy et al., 1979). Cette étude a également mis en évidence des effets hépatiques (ictère, élévation du taux d’enzymes hépatiques) et l’autopsie a révélé une hépatomégalie (Murphy et al., 1979). Une hépatomégalie a également été observée chez un jeune enfant de 19 mois, ayant ingéré une quantité inconnue de poudre de chlorure de mercure (Samuels et al., 1982).

Mercure organique

Des études ont pu montrer que des individus exposés par voie orale à des composés d’alkylmercure (aucune forme spécifiée) ont présenté des diarrhées, des irritations et des brûlures au niveau de la partie suérieure du tractus gastro-intestinal (Lundgren et Swensson, 1949). Il a également été rapporté le cas de personnes intoxiquées par de la viande de porcs, qui avaient été nourris avec des graines traitées avec du chlorure d’éthylmercure. Il a été observé des vomissements (Cinca et al., 1979).

Mercure élémentaire

Aucune donnée concernant l’effet aigu du mercure élémentaire par voie cutanée n’est disponible.

Peu d’études traitent de l’effet toxique induit par une exposition cutanée au mercure inorganique.

Mercure inorganique

Un cas d’absoprtion par les muqueuses a été décrit où une jeune femme de 27 ans décéda, 4 jours après l’insertion d’une tablette de perchlorure de mercure de 8,75 g (93 mg Hg.kg-1 pour un homme de 70 kg) dans le vagin (Miller, 1916).

Mercure organique

Chez l'homme, aucune étude ne traite des effets induits par une exposition aiguë par voie cutanée au mercure organique.

Chez l’homme, l’exposition unique à de fortes concentrations en mercure élémentaire peut provoquer des céphalées, des convulsions, un électroencéphalogramme anormal, et des troubles respiratoires, pouvant conduire à la mort. L’intoxication aiguë par les sels de mercure inorganique se traduit surtout par des troubles gastro-intestinaux, par un choc hémodynamique, des effets respiratoires (œdème pulmonaire). Le mercure sous forme de sels organiques peut également provoquer la mort. Les mêmes organes cibles sont observés chez l’animal.

Chez l'animal

Mercure élémentaire

Chez les rats, l’exposition à 27 mg.m-3 de vapeurs de mercure élémentaire pendant 2 heures induit dans les 15 jours suivant l’exposition, la mort de 20 rats sur les 32 traités (Livardjani et al., 1991). Les lapins apparaissent moins sensibles aux vapeurs de mercure élémentaire que les rats. En effet, l'exposition de 2 lapins à 28,8 mg.m-3 de mercure élémentaire pendant 30 heures induit la mort d'un des lapins alors que l'exposition à la même concentration de vapeurs de mercure élémentaire pendant 20 heures ou moins, n'induit pas la mort des lapins, avec un temp d’observation de 6 jours (Ashe et al., 1953). L’exposition à 28,8 mg.m-3 de vapeurs de mercure élémentaire pendant 1 à 20 heures provoque chez les animaux des troubles pulmonaires, cardiaques, gastro-intestinaux, hépatiques et rénaux. Des dégénérescences cellulaires marquées avec des nécroses du tissu cardiaque, sont observées chez les lapins exposés longtemps de façon intermittente, tandis que des modifications pathologiques mineures sont observées chez les lapins exposés 1 à 4 h. Pour des expositions de 4 à 30h, les effets gastro-intestinaux sont des dégénérescences cellulaires marquées, avec parfois des nécroses du colon. Après 6h à 30h d’exposition, les effets hépatiques s’échelonnent de modifications pathologiques (sans précision) à des nécroses hépatiques sévères. Après 1h d’exposition, les effets rénaux sont limités à des modifications pathologiques modérées du tissu rénal ; ces effets rénaux s’amplifient jusqu’à 30h d’exposition, jusqu’à l’apparition de nécrose étendue des reins (Ashe et al., 1953).

Mercure organique

Chez le rat, l'exposition par voie respiratoire pendant 22 jours à une concentration non connue d'iodure de méthylmercure a entrainé la mort de 4 rats. La mort de ces animaux fut précédée par le développement d'une ataxie sévère (Hunter et al., 1940).

Mercure élémentaire

Par voie orale (administration unique, 8 jours d’observation) et chez le rat, la DL50 pour le chlorure mercurique est comprise entre 25,9 mg et 77 mg.kg-1 de mercure (Kostial et al., 1978). L’organe cible du chlorure mercurique est le rein. Chez le rat, une nécrose du tubule proximal 24 heures après une exposition unique à 1, 1,5 ou à 1,75 µmol.kg-1 de chlorure mercurique a été observée (Zalups, 1997). Chez les souris, la toxicité rénale varie en fonction de la souche de souris utilisée dans les expériences. Ainsi, cette toxicité est plus importante chez les souris C3H/He que chez les souris C57BL/6. Cette différence de sensibilité au chlorure mercurique s’explique par une plus grande accumulation du mercure dans les tissus des souris C3H/He que chez les souris C57BL/6 (Tanaka-Kagawa et al., 1998).

Un lot de 10 femelles Sprague-Dawley exposées par voie orale à 7,4 ou 9,2 mg Hg.kg-1 a présenté une diminution du taux d’hémoglobine, du nombre d’érythrocytes et par voie de conséquence de l’hématocrite à l’autopsie. Des diminutions significatives des protéines sériques et du calcium ont également été rapportées chez le lot exposé à la plus faible dose (Lecavalier et al., 1994).

Mercure organique

Par voie orale, la toxicité du méthylmercure chez la souris varie en fonction du sexe. L’administration unique de 16 mg.kg-1 de chlorure de méthylmercure induit la mort de 4 souris mâles sur les 6 traitées, alors qu'aucune des souris femelles n'est morte (Yasutake et al., 1991). Aucune mortalité n’a été notée chez les souris femelles pour des doses allant jusqu'à 40 mg.kg-1 de mercure organique.

Mercure élémentaire

Par voie cutanée, l’étude de Schamberg et al., (1918) a montré que l’application de sels de mercure (crème contenant 50 % de mercure) sur la peau des lapins pendant 5 minutes entraînait la mort de ces derniers.

Mercure organique

Aucune étude concernant l'effet induit par une exposition aiguë par voie cutanée au mercure organique n'est disponible chez l'animal.

Mercure élémentaire

L’injection sous-cutanée de chlorure de mercure chez des rats, 5 mg.kg-1, induit une inhibition de l’activité de l’enzyme rénale, d-aminolevulinate déshydratase, une augmentation de la peroxydation des lipides (génération d’espèces réactives, augmentation du stress oxydatif) ainsi que des niveaux plasmatiques de créatine (jusqu’à 123 %), démontrant ainsi une insuffisance rénale (Augusti et al., 2007 ; Augusti et al., 2008). Les auteurs ont également montré que le lycopène est capable de protéger les tissus du stress oxydatif par piégeage des espèces réactives issues de l’action du mercure, sans pour autant atténuer l’insuffisance rénale (Augusti et al., 2007).

Chez la souris, l’injection intrapéritonéale de chlorure mercurique (5 µg.g-1 de poids corporel) pendant 2 jours consécutifs, induit une réduction partielle de l’assimilation de l’iode 131 par la thyroïde, 4 heures et 24 heures après l’injection (Kawada et al., 1980).

Mercure organique

Après injection, le mercure organique entraîne chez les animaux des troubles du système nerveux et un dysfonctionnement de la thyroïde. L’injection de méthylmercure chez les souris pendant 7 jours consécutifs a induit une atrophie du thymus cortical, le développement de follicules lymphoïdes au niveau de la rate ainsi qu’une diminution de la formation d’anticorps anti-hématies de mouton. L'injection péritonéale chez les souris de 5 µg de méthylmercure par gramme de poids corporel pendant 2 jours consécutifs induit une diminution partielle de l’assimilation de l’iode 131 au bout de 4 heures et de 24 heures (Kawada et al., 1980).

Les mêmes organes cibles chez l'homme sont observés chez l’animal.

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Chez l'homme

Mercure élémentaire

La plupart des données proviennent d’enquêtes épidémiologiques réalisées chez des salariés d’usines fabriquant du chlore (OMS IPCS, 1991).

Chez l’homme exposé au mercure élémentaire, les organes cibles sont le système nerveux central et le rein.

Une exposition à long terme au mercure élémentaire provoque des effets de même nature qu’une exposition à court terme mais plus l’exposition est importante et longue, plus les effets sont sévères et peu réversibles. Les études épidémiologiques ont montré que les individus exposés à 100 µg.m-3 de mercure élémentaire (ou 100 µg.g-1 créatinine) présentaient des tremblements de la main, des paupières, des lèvres et de la langue dus à des lésions du cervelet, mais présentaient également des gingivites, une salivation et une modification de la personnalité (insomnie, irritabilité). Des expositions à plus long terme et à plus faibles concentrations en mercure (25-80 µg.m-3 correspondant à 30 –100 µg de mercure par gramme de créatinine) provoquent des tremblements, une irritabilité, une diminution de la concentration intellectuelle et des troubles de la mémoire (Albers et al., 1988; Bidstrup et al., 1951; Chapman et al., 1990; Smith et al., 1970). La majorité de ces études suggère que les troubles du système moteur sont réversibles alors que la diminution cognitive ainsi que les pertes de mémoire peuvent être permanentes (Chaffin et al., 1973; Hannien, 1982). On observe également une diminution de la capacité psychomotrice et de la neurotransmission ainsi qu’une modification de la personnalité (Fawer et al., 1983; Piikivi et Hannien, 1989). Par exemple, l’étude de Fawer et al. (1983), réalisée chez 26 salariés masculins (âge moyen 44 ans) et dont le temps d’exposition moyen au mercure était de 15,3 ans, a mis en évidence une augmentation des tremblements de la main chez les salariés exposés par rapport aux salariés non exposés au mercure. Ces tremblements sont la conséquence de dommages neurophysiologiques résultant d’une accumulation de mercure élémentaire dans le cervelet. Des mesures d’échantillons d’air ont permis de déterminer la concentration moyenne d’exposition soit 0,026 mg.m-3 de mercure élémentaire. Une valeur moyenne d’exposition de 0,026 mg.m-3 fut retenue comme LOAEC. Dans l’étude de Piikivi et Tolonen (1989), les travailleurs exposés à des vapeurs de mercure sur leur lieu de travail, ont présenté des concentrations moyennes en mercure dans le sang de 0,12 µg.L-1, correspondant environ à une exposition à 0,025 mg.m-3. Après une exposition moyenne de 15,6 ans, une augmentation du nombre d’anomalies de l’EEG a été observée par rapport aux témoins. L’activité cérébrale de ces employés est modifiée par rapport à celle des témoins non exposés, l'analyse montre une diminution de l'amplitude et des fréquences recueillies ; cet effet est plus important chez les sujets travaillant en 3x8 que chez ceux travaillant uniquement de jour. Un LOAEC de 0,025 mg.m-3 a été déterminé. L’étude de l’influence des vapeurs de mercure sur le comportement et une évaluation neuropsychologique des travailleurs, exposés en moyenne pendant 15,8 ans, a été menée par Ngim et al., 1992. Les niveaux d’exposition étaient compris entre 8 et 85 µg Hg.m-3, avec un niveau moyen estimé à 33 µg Hg.m-3. Les travailleurs exposés ont moins bien réussi une série de tests proposés, soit l’épreuve du pianotage (évaluant la motricité fine), le calcul mental, le maintien de l’attention ou le temps de réaction à des stimuli visuels, que les témoins. Ces effets perdurent une fois la prise en compte de l’âge, qui est considéré comme un facteur confondant dans le type de réponse observée, pouvant. La concentration moyenne à laquelle sont observés ces effets est de 0,033 mg.m-3.

Le rein est également un organe cible du mercure élémentaire pour des concentrations supérieures à 50 µg.g-1 de créatinine. Le mercure élémentaire induit généralement une protéinurie accompagnée de lésions du tubule proximal puis du tubule terminal. A des concentrations supérieures, le mercure élémentaire peut induire des lésions glomérulaires (Danziger et Possick, 1973 ; Tubbs et al., 1982). Une étude réalisée chez un groupe de 63 salariés, travaillant dans une usine de chlore, a montré la présence d'une concentration élevée dans le sang et dans les urines de b galactosidase, associée à une albuminurie. Ces effets sont observés pour des concentrations de mercure supérieures à 30 µg.L-1 dans le sang et supérieures à 50 µg.g-1 de créatinine dans les urines (Buchet et al., 1980).

L'exposition par voie respiratoire au mercure élémentaire induit chez les enfants la maladie rose ou "Pink disease". Cette maladie est caractérisée par une tuméfaction froide, humide et cyanotique des mains et des pieds accompagnée de prurit et de crises sudorales, parfois de troubles nerveux ou de troubles cardiaques et un syndrome des ganglions lymphatiques muco-cutanés ("Kawasaki disease"). L’étiologie de ce syndrome aigu est peut être d’origine immunitaire (Fuortes et al., 1995). De nombreuses études montrent qu’une exposition à long terme de mercure élémentaire chez les enfants induit aussi de l’hypertension artérielle, de l’acrodynie[1], de la tachycardie, de l’anxiété, de l’irritabilité et un malaise général (Sexton et al., 1978 ; Torres et al., 2000).

Une toux chronique est rapportée chez les sujets exposés au mercure élémentaire pendant plusieurs semaines (ATSDR, 1999).

L'effet des vapeurs du mercure élémentaire a été évoqué chez les dentistes et leurs patients. Les vapeurs de mercure élémentaire relarguées par les amalgames dentaires pourraient être la cause de troubles neurologiques mais les preuves de ces effets manquent (Siblerud, 1992). Berdouses et al., 1995 ont étudié le mercure relargué par un amalgame dentaire en utilisant une bouche artificielle. La dose quotidienne et moyenne de mercure relarguée par 1 seul amalgame dentaire est d’environ de 0,03 µg. Dans cette étude, aucune relation n’a été mise en évidence entre le mercure relargué par un amalgame dentaire et les excrétions d’albumine. De même, aucune modification des facteurs immunitaires tels que le nombre de lymphocytes B et de lymphocytes T4 et T8 n’a été observée. Enfin, l’étude de Ritchie et al., 2002 a mis en évidence que la quantité de mercure présente dans les urines était 4 fois plus élevée chez les dentistes que chez les individus contrôles. Des atteintes rénales ainsi que des troubles de mémoire ont été observés chez les dentistes, mais sans corrélation avec la concentration de mercure présent dans les urines.

Une étude épidémiologique, réalisée chez 68 patients atteints de la maladie d’Alzheimer, n’a pas montré de relation entre la maladie et l’exposition au mercure contenu dans les amalgames dentaires, ni avec la concentration en mercure présente dans le cerveau (Saxe et al., 1999).

Mercure inorganique

Chez l’homme, aucune donnée concernant l’effet chronique du mercure inorganique après une exposition par voie pulmonaire n’est disponible.

Mercure organique

L’exposition chronique par voie pulmonaire au mercure organique entraîne des troubles respiratoires, gastro-intestinaux, musculaires, hépatiques et neurologiques. Une dyspnée par sécrétion de mucus ainsi qu’une nécrose d’une partie du foie furent observées chez un fermier de 39 ans ayant traité pendant plusieurs saisons ses graines avec de l’acétate de phénylmercure (Brown, 1954). Ce fermier présentait également une bouche enflée et infectée, des gencives rouges et douloureuses à la pression et des dents cariées. Dans cette étude, il n'est pas aisé de conclure pour savoir si les troubles respiratoires (dépression respiratoire, hypersécretion bronchique et bronchopneumonie purulente) sont les conséquences directes de l'intoxication au phénylmercure ou s’ils sont la conséquence d'une neurotoxicité sévère induite par le phénylmercure. Aucun effet respiratoire ou cardiovasculaire néfaste n'a été constaté chez 4 hommes ayant inhalé une concentration non connue de méthylmercure sous forme de poussières pendant plusieurs mois (Hunter et al., 1940). Par contre, ces personnes présentaient des troubles neurologiques tels que de l'engourdissement, des troubles de la marche et une irritabilité ainsi que des troubles musculo-squelettiques comme des fasciculations musculaires (contraction pathologique simultanée de fibres musculaires appartenant à la même unité motrice) et une absence de réflexe profond du bras. Ces troubles musculo-squelettiques sont secondaires aux atteintes neurologiques. Deux ans après l'exposition, certains de ces symptômes étaient encore observés chez ces individus.

 

[1] Aussi appelée « Pink disease » en anglais, maladie infantile dont la cause peut être l’intoxication au mercure et dont les symtômes sont des tuméfactions, une sudation, des démangeaisons, une desquamation ainsi que des troubles nerveux, digestifs et cardio-vasculaires

Mercure élémentaire

L’exposition par voie orale au mercure élémentaire induit des troubles cardiovasculaires, gastro-intestinaux mais surtout neurologiques et rénaux.

Mercure inorganique

Le rein est l’organe cible après une exposition chronique par voie orale au mercure inorganique et le taux d’absorption digestive est de 7-15 %. Un dysfonctionnement rénal a été observé chez deux patientes ayant ingéré de façon chronique une dose inconnue de chlorure mercureux (Davis et al., 1974). En milieu industriel, l’exposition au mercure inorganique est associée à une protéinurie, et parfois à une néphropathie d’ordre glomérulaire qui pourrait être d’origine immunitaire.

Plusieurs observations ont mis en évidence l’effet neurotoxique du mercure inorganique par voie orale. Un garçon de 4 ans ayant été traité par la médecine chinoise avec un produit contenant du chlorure mercureux pendant 3 mois développa une dysphagie (sensation de gêne ou d'arrêt survenant au cours de la déglutition), un déséquilibre dans la démarche et une incapacité à contrôler le mouvement de ses bras (Kang-Yum et Oransky, 1992). Deux femmes furent atteintes de démence et d'irritabilité après avoir ingéré de façon chronique des tablettes laxatives contenant chacune 120 mg de chlorure mercureux (0,72 mg Hg.kg-1.j-1 pour un poids moyen de 70 kg). Une de ces deux femmes avait pris 2 tablettes par jour pendant 25 ans alors que l’autre avait ingéré 2 tablettes par jour pendant 6 ans. Ces 2 patientes décédèrent à la suite d’une intoxication au mercure inorganique. Dans cette étude, l’autopsie a montré un poids et un volume du cerveau faible ainsi qu’une réduction du nombre de cellules nerveuses dans le cervelet. Les microscopies optique et électronique ont révélé la présence de granules de mercure dans le cytoplasme des neurones et dans certains neurones (Davis et al., 1974).

Enfin, de nombreux troubles cardiovasculaires (tachycardie et augmentation de la pression sanguine) ont été observés chez des enfants ayant été traités pour des maux de dents ou pour la constipation avec des tablettes contenant du chlorure mercureux (Warkany et Hubbard, 1953). Plusieurs de ces enfants présentaient des démangeaisons de la peau et de la muqueuse ainsi qu'une desquamation des cellules de la paume de la main, de la plante des pieds et une conjonctivite ainsi que des douleurs abdominales, des diarrhées, des crampes au niveau des jambes et des mains, des troubles neurologiques tels qu’une irritabilité, des insomnies, une anorexie, une photophobie et une confusion.

Mercure organique

L’exposition chronique par voie orale au mercure organique peut entrainer la mort des individus. Le décès survient, le plus souvent, après une consommation importante de nourriture contaminée par du méthylmercure, comme la contamination du poisson, au Japon (Tsubaki et Takahashi, 1986) ou la contamination des graines en Irak (Bakir et al., 1973). Un temps relativement important s'écoule entre l’apparition des premiers symptômes et la consommation de nourriture et c'est pour cette raison que la dose létale du mercure organique est difficile à estimer. Des doses létales de mercure organique ont pu toutefois être estimées à partir des concentrations de mercure présent dans les tissus des personnes contaminées. Ces doses sont comprises entre 10 et 60 mg.kg-1 de mercure organique (US EPA, 1985). Deux garçons décédèrent également après avoir mangé de la viande issue de troupeaux élevés avec des graines traitées par du chlorure d'éthylmercure (Cinca et al., 1979).

Par voie orale, le cerveau est le principal organe cible du mercure organique. Les fonctions sensorielles telles que la vue et l’ouïe ainsi que les zones du cerveau impliquées dans la coordination motrice sont généralement affectées. Les premiers symptômes induits par une exposition par voie orale au mercure organique, tels que la paresthésie (troubles de la sensibilité), un malaise général ou une vision brouillée, sont non spécifiques. Ces premiers symptômes sont suivis d'une restriction du champ visuel, d'une surdité, d'un défaut d’élocution et de troubles de la coordination musculaire (Bakir et al., 1973; Kutsuma, 1968; Jalili et Abbasi, 1961). Dans certains cas, une réversibilité des symptômes peut survenir. A plusieurs reprises, des populations ont été l’objet d’empoisonnements par des composés du méthyl- et de l’éthylmercure : au Japon, à Minamata en 1953 (Kutsuma, 1968), à Niigata, en Irak en 1971-1972 (Al-Mufti et al., 1976) et au Canada. Au Japon, une partie de la population fut empoisonnée par du poisson contaminé par du méthylmercure. 700 cas ont été rapportés à Minamata et 500 à Niigata. Sur les 1 422 personnes intoxiquées et présentant la maladie de "Minamata", 378 personnes décédèrent. Les symptômes observés sont le plus souvent d'ordre neurologique et sont des sensations de fourmillements au niveau des extrémités des membres (paresthésie), une réduction du champs de vision, une perte de goût, de l'odorat, de l'ouïe, une irritabilité, une perte de mémoire, des difficultés à s'endormir et une dépression. D’autres troubles sévères du système nerveux ont également été rapportés. La concentration moyenne en mercure total dans les poissons consommés a été estimée à environ 10 mg.kg-1 de poisson frais (Kutsuma, 1968). La dose journalière de mercure absorbée pendant plusieurs mois, voire des années, est de 5-100 µg.kg-1 avec une médiane de 30 µg.kg-1. Les concentrations sanguines mesurées chez les patients variaient entre 200 et 400 µg.L-1 et la concentration moyenne dans les cheveux était de 52 mg.kg-1 de cheveux. Une situation similaire en Irak a été constatée entre les années 1956 et 1960 (Bakir et al., 1973; Jalili et Abbasi, 1961) provoquée par la consommation de farine fabriquée à partir de graines traitées au p-toluène sulfonanilide éthylmercure. Entre l'hiver 1971 et 1972, plus de 6 530 personnes ont été hospitalisées en Irak et environ de 460 sont décédées à la suite de détériorations sévères du système nerveux central. Les personnes contaminées présentaient des difficultés à marcher et à parler, une ataxie cérébelleuse, une paraplégie, des réflexes anormaux, une restriction du champ visuel, des tremblements, des énervements, de la confusion, des hallucinations et une perte de connaissance (Bakir et al., 1973). Les effets neurologiques observés au Japon et en Irak ont été associés à une dégénérescence neuronale et à une prolifération gliale dans la substance grise corticale et cérébelleuse (Al-Saleem et Clinical Committe on Mercury Posoning, 1976).

Mercure élémentaire

Par voie cutanée, il a été montré que certaines personnes sensibles au mercure pouvaient développer des stomatites (inflammation buccales, des muqueuses et des gencives) aux endroits ayant été en contact avec les amalgames dentaires (Veien, 1990). 

En 1991, l’OMS IPCS a conclu que pour des concentrations urinaires en mercure de 30 à 50 µg.g-1 de créatinine, aucun effet imputable au mercure n’était observé. De plus, selon l’OMS IPCS (1991) la toxicité du mercure élémentaire n’est pas prouvée à l’exception des cas d’allergie. Ceci a été repris par un groupe d’experts suédois et dans un rapport américain (DHHS, 1993).

Mercure inorganique

L’exposition par voie cutanée au mercure inorganique pendant de longues durées induit des troubles cardiovasculaires, gastro-intestinaux, rénaux, neurologiques et immunologiques. L’application pendant environ 18 ans d’une crème contenant 17,5 % de chlorure de mercuriammonium a induit chez une femme de 42 ans, une détérioration de la fonction rénale (Dyall-Smith et Scurry, 1990). Cette personne présenta également une pigmentation « bleu noir » au niveau du menton et de la bosse frontale moyenne ainsi que des tremblements, une anxiété et une dépression (Dyall-Smith et Scurry, 1990).

Mercure organique

Très peu de données concernant l’effet d’une exposition à long terme par voie cutanée au mercure organique sont disponibles. Un seul cas a été rapporté où un salarié de 33 ans fut exposé à de la poussière de nitrate de méthyl mercure pendant 2 ans. Ce salarié présenta des brûlures et des vésicules sur les avant bras (Hunter et al., 1940).

Chez l’homme, les deux principaux organes cibles du mercure élémentaire et du mercure inorganique sont le système nerveux central et le rein. Ainsi, les principaux symptômes d’hydrargyrisme chronique (intoxication par le mercure) sont d’ordre neurologique comme des troubles de la psychomotricité, des troubles cognitifs et des modifications de la personnalité (comme de l’irritabilité, de l’anxiété). Le mercure atteint également les reins (lésions glomérulaires et tubulaires). Enfin, il est également observé des troubles cardiovasculaires (tachycardie, hypertension artérielle), respiratoires, hépatiques et immunologiques.

Le mercure organique atteint essentiellement le cerveau, avec des paresthésies, un malaise général, des troubles sensoriels. Le méthylmercure induit la maladie de Minamata avec l’appartition de troubles neurologiques sévères. Le mercure organique provoque également des atteintes rénales. Les mêmes observations sont faites chez l’animal, et les organes cibles sont les mêmes.

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

Substance Chimique

Voies d’exposition

Taux d’absorption

Organe cible

Principal

Organe cible

Secondaire

Mercure

élémentaire

Inhalation

75 – 85 %

SNC, rein, cardio-vasculaire

foetus

Ingestion

15 %

SNC, rein

coeur, intestin

Cutanée

2,6 % (vapeurs)

ND

bouche

Mercure

inorganique

Inhalation

ND

SNC

ND

Ingestion

7 - 15 %

SNC, reins

Cœur, système immunitaire

Cutanée

ND

Cœur, rein, SNC

Intestin, système immunitaire.

Mercure organique et méthylmercure

Inhalation

ND

SNC, rein

Fœtus, systèmes respiratoire et gastro-intestinal, muscles

Ingestion

95 % (méthylmercure)

SNC

ND

Cutanée

ND

ND

ND

Chez l'animal

De nombreuses études ont mis en évidence que l’exposition chronique par voie pulmonaire au mercure élémentaire et au mercure inorganique induisait principalement des troubles neurologiques mais également des troubles respiratoires, cardiovasculaires, hépatiques et immunologiques (Gage, 1961).

Mercure élémentaire

Chez 6 lapins exposés à 4 mg.m-3 de vapeurs de mercure élémentaire pendant 13 semaines, 2 présentaient des légers tremblements et un clonus (série de contractions rythmiques suite au maintien d'un étirement). La concentration de mercure retrouvée dans le cerveau de ces lapins était comprise entre 0,8 et 3,7 µg.g-1 de tissu humide (Fukuda, 1971). Après une exposition intermittente à 3 mg.m-3 de vapeurs de mercure élémentaire pendant 12 à 39 semaines, les rats présentaient une augmentation de l’agressivité. Cependant, aucun changement histopathologique n’a été décelé (Kishi et al., 1978). Les symptômes observés chez les rats étaient réversibles, 12 semaines après l’arrêt de l’exposition (Kishi et al., 1978).

Une congestion pulmonaire a été observée chez les rats après une exposition à 1 mg.m-3 de vapeurs de mercure élémentaire,  100 heures consécutives par semaine pendant 6 semaines (Gage, 1961). Chez les rats exposés à 3 mg.m-3 de vapeurs de mercure, seulement 3 jours par semaines pendant 12 à 42 semaines, l’examen pathologique n’a révélé aucune modification significative de l’arbre respiratoire (Kishi et al., 1978).

Les études rapportant un effet cardiovasculaire induit par l’exposition au mercure sont limitées. Une étude a montré des changements pathologiques (intermédiaires à modérés) du cœur chez les lapins exposés à de faibles concentrations de vapeurs de mercure (0,86 à 6 mg.m-3) pendant 2 à 12 semaines (Ashe et al., 1953).

Des effets hépatiques importants tels que des nécroses ont été observés chez des animaux exposés à de fortes doses de mercure élémentaire (28,8 mg.m-3) et plutôt pour des expositions de durées intermédiaires. Pour une exposition à 6 mg.m-3 de vapeurs de mercure, 7 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 1 à 5 semaines chez les lapins, les effets sur le foie sont moins sévères, et sont principalement des effets intermédiaires et des dégénérescences cellulaires (Ashe et al., 1953). Des changements pathologiques "modérés" du foie, des dégénérescences cellulaires marquées et quelques nécroses ont été constatés chez les lapins exposés à 6 mg.m-3 de vapeurs de mercure élémentaire, 7 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 6 à 11 semaines (Ashe et al., 1953). Aucun changement hépatique n’a été constaté chez les rats exposés de façon intermittente à 3 mg.m-3 de vapeurs de mercure, 3 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 12 à 42 semaines (Kishi et al., 1978).

Les troubles rénaux induits pour une exposition par voie respiratoire à 3 mg.m-3 de mercure élémentaire 3 h.j-1, 5 jours par semaine pendant 12 à 42 semaines sont des dégénérescences légères de l’épithélium tubulaire chez le rat, le lapin et le chien (Kishi et al., 1978).

En ce qui concerne les troubles immunologiques, l’exposition à des vapeurs de mercure de souris rendues génétiquement susceptibles au mercure, pendant 10 semaines, a induit une réponse auto-immune chez ces souris, se manifestant par une stimulation du système immunitaire, une hypergammaglobulinémie IgE et par la synthèse d’auto-anticorps. Les souris ont été exposées à des concentrations de mercure comprises entre 0,3 et 1 mg.m-3 pendant un temps d’exposition allant de 0,5 à 19 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 10 semaines. Les doses d’exposition pour chaque groupe ont été exprimées en µg.kg-1 par semaine. Un LOAEL a été établi pour la synthèse d’auto-anticorps, il équivaut à une dose absorbée de 0,170 mg Hg.kg-1 par semaine pour une exposition de 1h30 par jour à 0,5 mg.m-3 de mercure élémentaire. Le NOAEL calculé équivaut à une dose absorbée de 0,075 mg Hg.kg-1.j-1 pour une exposition de 0,5 heure par jour à 0,5 µg.m-3 de mercure (Warfvinge, 1995).

Mercure organique

Aucune étude concernant l’effet induit par une exposition chronique par voie pulmonaire au mercure organique n’est disponible chez l’animal.

Mercure inorganique

Il a été montré une augmentation du poids relatif de l’adrénosurrénale chez des rats mâles traités avec du chlorure mercurique par gavage, à une dose équivalent à 20 mg.kg-1 de mercure pendant 4 semaines. Chez les femelles, il a été observé une diminution du poids absolu des adrénosurrénales pour la dose de 22 mg.kg-1 (Jonker et al., 1993). D’autres études ont montré un effet sur la glande thyroïde après une exposition à des sels divalents du mercure (Goldman et Blackburn, 1979 ;Sin et al., 1990).

Un grand nombre d’études ont montré que le rein était l’organe cible privilégié d’une exposition chronique par voie orale au mercure inorganique. Le NTP, 1993, a mené plusieurs études chez le rat et la souris, exposés par gavage, au chlorure mercurique pendant 14 jours, pendant 6 mois et pendant 2 ans.

Pour l’étude de 14 jours, une augmentation du poids relatif et absolu des reins chez les mâles à partir de 1,9 mg.kg-1.j-1 et chez les femelles de 3,7 mg.kg-1.j-1 est observé ainsi qu’une nécrose tubulaire rénale dose-dépendante à partir de 3,7 mg.kg-1.j-1 avec une sensibilité plus marquée chez les mâles ainsi qu’une nécrose d’intensité moyenne à modérée à la plus forte dose. Un NOEL de 1,25 mg.kg-1 de chlorure mercurique (correspondant à 0,95 mg Hg.kg-1) a été déterminé.

Pour l’étude de 6 mois, les rats Fischer 344 (10 rats par sexe et par lot) ont été exposés par gavage à du chlorure mercurique aux concentrations de 0 - 0,23 - 0,46 - 0,93 - 1,9 ou 3,7 mg Hg.kg-1.j-1 dans de l’eau déionisée. Les poids totaux des animaux, ainsi que de différents organes (cœur, cerveau, foie, rein, testicules et thymus) sont mesurés et des examens histopathologiques sont réalisés. Une augmentation significative du poids des reins chez les mâles et les femelles exposés aux doses supérieures ou égales à 0,46 mg.kg-1.j-1 est observée. Chez les mâles, une néphropathie minime apparaît pour les animaux exposés aux deux plus faibles doses ainsi que chez les témoins. Toutefois, cette atteinte devient plus sévère dès 0,93 mg.kg-1.j-1. Chez les femelles, l’atteinte des reins reste minime et n’est significative qu’à la plus forte dose. La néphropathie observée se caractérise par des foyers de régénération tubulaire, un amincissement de la membrane tubulaire et la présence d’inclusions hyalines. Ces changements sont associés au niveau macroscopique à une apparence granuleuse des reins. Aucun effet rénal (NOAEL) n’a été observé chez les animaux exposés à 0,23 mg Hg.kg-1.j-1.

Dans l’étude couplée traitant de toxicité systémique et de cancérogénicité (exposition des animaux pendant 2 ans), tous les animaux, rats et souris, ont développé une néphropathie. Divers effets secondaires ont été mis en évidence dans cette étude chez le rat mâle, tels qu’une dystrophie de tissus osseux, une déminéralisation des tissus et une hyperplasie des glandes parathyroïdiennes. De plus, une inflammation de la muqueuse nasale imputable, soit à l’administration par gavage, soit à une affinité du chlorure mercurique pour la muqueuse, a été observée. La mortalité chez des rats Fischer-344 exposés du chlorure mercurique par gavage pendant 2 ans est augmentée chez les mâles à la dose de 1,9 mg Hg.kg-1.j-1, mais il n’y pas d’augmentation de la mortalité chez les femelles à la dose de 3,7 mg Hg.kg-1.j-1. Il n’y a pas d’augmentation de la mortalité chez les souris mâles et femelles B6C3F1 jusqu’à la dose de 7,4 mg Hg.kg-1.j-1 (NTP, 1993).

Une augmentation de la peroxydation lipidique hépatique, et une diminution de la glutathion peroxydase ont été observées chez des rats exposés par voie orale à une dose non spécifiée pendant 30 jours (Rana et Boora, 1992). Une diminution du poids du foie a également été observée chez des rats recevant une dose de 10 mg.kg-1 par jour pendant 4 semaines (Jonker et al., 1993).

Des effets cardiovasculaires ont aussi été observés après une exposition par voie orale au mercure inorganique. Chez le rat, l’exposition pendant 180 jours à 28 mg.kg-1 de chlorure mercurique présent dans l’eau de boisson induit une diminution de la contractilité cardiaque, une augmentation de la pression sanguine mais aucun effet sur la fréquence cardiaque (Carmignani et al., 1992). L’augmentation de la pression sanguine a été attribuée à un effet vasoconstricteur du mercure et l’augmentation de la contractilité cardiaque a été attribuée à un effet toxique direct du mercure sur le muscle cardiaque. Des résultats légèrement différents ont été observés après une exposition de 350 jours à 7 mg de chlorure mercurique par kg et par jour présent dans l’eau de boisson chez les rats d’une souche différente (Boscolo et al., 1989 ; Carmignani et al., 1989). Une réponse inotrope positive, une augmentation de la pression sanguine et de la contractilité cardiaque ainsi qu’une diminution de la sensibilité des barorécepteurs ont été observées lors de cette étude. Ce résultat a permis de montrer que les mécanismes conduisant à une cardiotoxicité, dans le cadre d’une exposition chronique au mercure inorganique, impliquaient un relargage de noradrénaline par les terminaisons présynaptiques.

De nombreuses études ont été menées sur les effets immunitaires pouvant être induits par une exposition par voie orale au mercure inorganique. Cet impact sur le système immunitaire dépend de l’espèce et de la souche animale étudiée. La plupart des rats développent une protéinurie et une néphropathie. A la dose de 0,04 mg.kg-1 de mercure inorganique, des anticorps liés à la membrane rénale sont observés, tandis qu’à plus fortes concentrations (0,07-1,48 mg.kg-1) apparaît une protéinurie. L’étude de Druet et al., 1978 dans laquelle des rats "Brown Norway" furent exposés par injection sous-cutanée à 0, 100, 250, 500, 1 000 et 2 000 µg.kg-1 de chlorure mercurique, 3 fois par semaine pendant 8 semaines et à 50 µg.kg-1 pendant 12 semaines, a mis évidence la présence d’anticorps IgG dans les reins chez tous les rats exposés, accompagnée de protéinurie chez les rats exposés à 100 µg.kg-1 de chlorure mercurique ou à des doses supérieures. Des lésions tubulaires sont apparues à la plus forte dose de mercure soit 2 000 µg.kg-1. Cette étude a permis de déterminer un LOAEL de 0,317 mg.kg-1.j-1 pour une réaction auto-immune mesurée par la présence d’IgG dans les reins. Dans l’étude de Bernaudin et al., 1981 où des rats "Brown Norway" furent exposés par l’intermédaire de la nourriture à 0 ou à 3 000 µg.kg-1 par semaine de chlorure mercurique pendant 60 jours, un dépôt d’IgG dans les glomérules fut observé chez 80 % des rats après 15 jours d’exposition et chez 100 % des rats après 60 jours d’exposition. Une légère protéinurie est observée chez 60 % des rats exposés. Un LOAEL de 0,226 mg.kg-1.j-1 a été établi à partir de cette étude. Enfin, l’étude de Andres (1984) menée chez des rats "Brown Norway" et chez des rats "Lewis" exposés, par gavage, à 3 mg.kg-1 de chlorure mercurique présent dans 1 L d’eau de boisson, 2 fois par semaine pendant 60 jours, a mis en évidence la présence d’un dépôt d’IgG au niveau du glomérule chez les rats "Brown Norway" ainsi que des lésions au niveau du colon et de l’iléon et un dépôt anormal d’IgA au niveau de la lame basale des glandes intestinales. Aucun effet néfaste n’a été observé chez les rats "Lewis".

Mercure organique

Le mercure organique induit, par voie orale, des troubles respiratoires, cardiovasculaires, gastro-intestinaux, hématologiques, rénaux, immunologiques, neurologiques et une perte de poids. L’effet critique est l’atteinte neurologique.

Charleston et al., 1996 ont étudié l’effet à long terme de l’exposition du méthylmercure sur le nombre de neurones, d’oligodendrocytes, d’astrocytes, de microglies, de cellules épithéliales et de péricytes présents dans le thalamus chez le singe "Macaca fasciculus". Quatre lots de guenons, 4-5 individus par lot, ont été exposés pendant 6, 12 ou 18 mois à 50 µg de méthylmercure par kg et par jour. Le méthylmercure était présent dans du jus de pomme. Dans un des lots, les singes ont été exposés pendant 12 mois suivis de 6 mois sans exposition. Un lot témoin fut établi pour chaque temps d’exposition. Le comportement des singes ne semblait pas différent après l’exposition au mercure, les fonctions hématologiques ne sont pas touchées et les constantes sanguines ont été normales. Les singes exposés pendant 6 mois présentaient une réduction de 44,6 % du nombre d’astrocytes. Cette réduction a été également observée chez le lot des singes exposés au méthylmercure pendant 12 mois suivis de 6 mois sans exposition (réduction du nombre d’astrocytes de 37,2 %). Une augmentation de 228 % du nombre de microglies fut observée chez les singes exposés pendant 18 mois. Cette augmentation est de 162 % chez les singes ayant été exposés pendant 12 mois, puis non exposés pendant 6 mois. L’étude de la spéciation du mercure présent dans le thalamus des singes a montré que la concentration de méthylmercure atteint un plateau chez les singes exposés pendant 12 mois.

Par voie orale, une seule étude traite de l’effet respiratoire du mercure organique chez l’animal : l’exposition pendant 2 ans à du chlorure de méthylmercure présent dans la nourriture des rats n’induit aucune lésion pulmonaire pour une dose de 0,1 mg Hg.kg-1.j-1 (Verschuuren et al., 1976). Dans cette même étude, aucune modification histopathologique du cœur ne fut observée. D’autres études ont par contre mis en avant l’effet du mercure organique sur le cœur. Une diminution de la pression systolique du sang a été constatée chez les rats mâles exposés, par gavage, à 0,4 mg.kg-1.j-1 de chlorure de méthylmercure pendant 3 à 4 semaines (Wakita, 1987). Cet effet fut observé environ 60 jours après le début de l’exposition et persiste au moins pendant 9 mois.

Le mercure organique ingéré est également toxique pour le système gastro-intestinal et hématologique. L’exposition de rats pendant 2 ans à de l’acétate de phénylmercure présent dans l’eau de boisson, induit une nécrose et une ulcération du caecum à partir de 4,2 mg Hg.kg-1.j-1. Aucun effet n’est observé lorsque les rats sont exposés pendant 2 ans à
1,7 mg.kg-1.j-1 d’acétate de phénylmercure (Fitzhugh et al., 1950 ; Solecki et al., 1991). Cependant, les femelles présentent des altérations légères à modérées des reins (dilatation tubulaire, atrophie, fibrose) à partir de 0,5 ppm d’acétate de phénylmercure soit 0,042 mg.kg-1.j-1. A la dose de 0,1 ppm soit 0,0084 mg.kg-1.j-1, aucune anomalie n’a été observée (Fitzhugh et al, 1950). Un NOEL de 0,1 ppm soit 0,0084 mg.kg-1.j-1a été retenu.

Après avoir été exposées pendant 2 ans, par la nourriture, à 0,60 mg.kg-1.j-1 de chlorure de méthylmercure, les souris présentaient une ulcération de l’estomac glandulaire (Mitsumori et al., 1990).

L’effet principalement observé chez les rongeurs après une exposition par voie orale au mercure organique est une toxicité rénale. Des modifications histopathologiques à ce niveau ont été observées chez les rats femelles exposés, par gavage, 5 jours par semaine, pendant 3 à 12 semaines à 0,86, 1,68 ou à 3,36 mg.kg-1.j-1 de diacyanidiamide de méthylmercure. Le lot exposé à la plus faible dose présente de larges foyers de cellules basophiles au niveau des tubules, une desquamation cellulaire, une fibrose et une inflammation du cortex rénal (Magos et Butler, 1972). Mais aucun lot témoin n’a été réalisé dans cette étude. Dans l’étude de Fitzhugh et al., 1950, les rats exposés pendant 2 ans, par la nourriture, à l’acétate de phénylmercure présentaient des altérations légères à modérées des reins (dilatation tubulaire, atrophie, fibrose). Ces effets ont été observés chez les rats femelles à partir de 0,5 ppm d’acétate de phénylmercure (0,042 mg Hg.kg-1.j-1). A la dose de 0,1 ppm (0,0084 mg.kg-1.j-1), aucune anomalie n'a été observée. Une dégénérescence des cellules épithéliales ainsi qu’une fibrose interstitielle furent observées chez les souris exposées pendant 2 ans à 0,13 mg de chlorure de méthylmercure par kg et par jour. Aucun effet ne fut constaté à la dose de 0,03 mg Hg.kg-1.j-1 (Mitsumori et al., 1990).

Le mercure organique induit également une diminution du poids des rongeurs. Chez les rats, l’exposition à 0,4 mg d’acétate de phénylmercure, présent dans la nourriture, pendant 2 ans, induit une perte du gain de poids de 10 % (Solecki et al., 1991).

Le mercure organique induit aussi chez les animaux des troubles hématologiques et immunologiques. L’étude de Solecki et al., 1991 a montré que des rats ayant été exposés par l’eau de boisson à 4,2 mg.kg-1.j-1 d’acétate de phénylmercure présentaient une diminution du taux d’hémoglobine et du taux d’hématocrite ainsi qu’une réduction du nombre d’hématies. Des souris BALB/c exposées, par voie orale, pendant 12 semaines à 0,5 mg de méthylmercure dans la nourriture présentent des troubles immunologiques caractérisés par une diminution du poids du thymus d’environ 22 % et une diminution du nombre de cellules dans le thymus d’environ 50 %. L’activité des cellules NK «Natural Killer» fut réduite de 44 % dans la rate et de 75 % dans le sang. Un LOAEL de 0,5 mg.kg-1.j-1 a été établi chez les souris femelles pour une réduction de l’activité des cellules « Natural Killer » et pour une diminution de poids du thymus.

La déméthylation du méthylmercure conduisant à l’ion mercurique, il existe une certaine similarité de mécanismes toxiques des formes de mercure. De plus, il a été montré que chez des rats exposés in utero à du mercure élémentaire, à du méthylmercure, ou les deux, les effets neurotoxiques sont similaires aux effets du méthymercure potentialisant les effets du mercure élémentaire (Fredriksson et al., 1996).

Mercure inorganique

Aucune étude ne traite des effets induits par une exposition par voie cutanée au mercure élémentaire et au mercure inorganique chez l’animal.

Chez l'animal les observations et les organes cibles sont les mêmes que chez l'homme.

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

Substance Chimique

Voies d’exposition

Taux d’absorption

Organe cible

Principal

Organe cible

Secondaire

Mercure

élémentaire

Inhalation

ND

SNC, rein, cardio-vasculaire

foetus

Ingestion

1 à 8,5 %

SNC, rein

coeur, intestin

Cutanée

ND

ND

bouche

Mercure

inorganique

Inhalation

40 % (chien)

SNC

ND

Ingestion

1 à 8,5 %

SNC, reins

Cœur, système immunitaire

Cutanée

ND

Cœur, rein, SNC

Intestin, système immunitaire.

Mercure organique et méthylmercure

Inhalation

ND

SNC, rein

Fœtus, systèmes respiratoire et gastro-intestinal, muscles

Ingestion

Quasi-totale (phénylmercure)

SNC

ND

Cutanée

75 %

ND

ND

Effets cancérigènes

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
IARC Mercure et composés inorganiques : groupe 3 « l’agent (ou le mélange) ne peut être classé pour sa cancérogénicité pour l’homme » Méthylmercure : groupe 2B « l’agent ou le mélange pourrait être cancérogène pour l’homme » . 1993
US EPA Mercure élémentaire : « ne peut pas être classé comme cancérogène pour l’homme » Chlorure mercurique : classe C –« cancérigène possible pour l’homme ». Méthylmercure : classe C – « cancérigène possible pour l’homme » 1995
Chez l'homme

Mercure élémentaire

Un certain nombre d’études épidémiologiques ont été conduites pour examiner la mortalité par cancer chez des salariés exposés aux vapeurs de mercure élémentaire.

Les résultats sont variés :

- Une étude de cohorte menée dans une usine de fabrication d’armes chimiques n’a pas mis en évidence de différence significative concernant le risque de cancer du poumon entre les salariés exposés et les salariés non exposés (Cragle et al., 1984).

- L’étude de Barregard et al., 1990 réalisée dans une usine de fabrication de chlore à montré l’existence d’un excès de risque significatif de cancer du poumon ainsi qu’un excès de risque non significatif des cancers du cerveau et du rein chez les salariés exposés par rapport aux salariés non exposés.

- Des risques significatifs de cancer du cerveau ont été montrés dans une usine de fabrication de chlore en Norvège (Ellingsen et al., 1992).

Les résultats obtenus lors de ces études sont contradictoires.

Mercure inorganique - Chlorure mercurique

Aucune étude épidémiologique n’a été réalisée sur l’effet cancérigène du mercure inorganique.

Mercure organique - Méthylmercure

Chez l’homme, trois études menées au Japon, en Pologne et en Suède (Tamashiro et al., 1984 ; Janicki et al., 1987; Erikson, 1981-1990) ont été sélectionnées pour examiner la relation entre l’exposition au méthylmercure et l’effet cancérogène éventuel. Cette relation n’a pu être clairement mise en évidence.

Les résultats contradictoires, concernant la cancérogénèse du mercure et de ses composés, ne permettent pas de statuer sur son caractère cancérigène, ce qui explique l’absence de classification européenne.

Chez l'animal

Il n’existe pas d’études expérimentales concernant la cancérogénicité du mercure élémentaire.

Mercure inorganique - chlorure mercurique

Les résultats de l’étude du NTP (1993) menée chez le rat et la souris exposés pendant 2 ans, par gavage, au chlorure mercurique ont montré :

- chez la souris mâle, la présence de quelques adénomes et adénocarcinomes rénaux,

- chez le rat femelle, la présence de quelques adénocarcinomes rénaux

De plus, chez le rat une relation dose-effet a été observée :

- chez les femelles, pour l’apparition de papillomes de l’estomac,

- chez le mâle et la femelle, pour l’apparition de l’hyperplasie de l’estomac.

Deux autres études ne mettent pas clairement en évidence la cancérogénicité du chlorure mercurique (Fitzhugh et al., 1950 ; Schroeder et Mitchener, 1975).

Mercure organique- Méthylmercure

Les études réalisées chez des souris de deux souches différentes exposées au méthylmercure, par leur alimentation, ont montré une augmentation de l’incidence des tumeurs rénales uniquement chez les souris mâles (Hirano et al., 1986 ; Mitsumori et al., 1981 ; Mitsumori et al., 1990).

Chez le rat, les études sont plus limitées et les résultats n’ont pas permis de mettre en évidence un effet cancérogène du mercure organique (Mitsumori et al., 1983 ; Mitsumori et al., 1984; Verschuure et al., 1976 ; Verschuuren et al., 1976).

Les résultats contradictoires, concernant la cancérogénèse du mercure et de ses composés, ne permettent pas de statuer sur son caractère cancérigène, ce qui explique l’absence de classification européenne.

Effets génotoxiques

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE Le chlorure mercurique est classé en catégorie 2 2009
Chez l'homme

Il existe peu d’études sur le potentiel génotoxique du mercure chez l’homme. Les études épidémiologiques chez des ouvriers exposés à du mercure élémentaire (Anwar et Gabal, 1991 ; Barregard et al., 1991 ; Mabille et al., 1984 ; Popescu et al., 1979 ; Verschaeve et al., 1976 ; Verschaeve et al., 1979 ) ou accidentelles par ingestion (Wulf et al., 1986) n’apportent pas de preuves convaincantes de l’altération du nombre et de la structure des chromosomes dans les cellules somatiques humaines.

Chez l'animal

Chez l’animal, des études ont pu montrer le caractère potentiellement génotoxique du mercure. Le chlorure mercurique est capable de se fixer à la chromatine de fibroblastes de rats (Rozalski et Wierzbicki, 1983) et aux cellules ovariennes de hamster chinois (Cantoni et al., 1984). Il a également été noté des dommages sur l’ADN de fibroblastes embryonnaires de souris et de rats (Zasukhina et al., 1983) et d’autres études ont montré que le chlorure mercurique est capable d’engendrer des cassures monobrin de l’ADN (Cantoni et al., 1984 ; Christie et al., 1984).

Chez l’animal, un potentiel génotoxique du chlorure mercurique a été mis en évidence, mais insuffisant pour conclure à son caractère génotoxique chez l’homme, ce qui a conduit à sa classification en catégorie 2 « effets mutagènes possibles chez l’homme » par l’Union Européenne.

Effets sur la reproduction

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE Le mercure élémentaire est classé Repr. Cat. 1B et le chlorure mercurique est classé Repr. Cat. 2. 2009
Chez l'homme

Mercure élémentaire

Dans une étude épidémiologique, réalisée chez des assistantes dentaires, les auteurs ont montré que la fécondabilité des femmes exposées à de fortes concentrations en mercure (via les amalgames dentaires) n’est que de 63% par rapport aux femmes non exposées aux amalgames contenant du mercure (Rowland et al., 1994). De même, une étude récente a pu montrer que les femmes exposées à des vapeurs de mercure au travail (0,001-0,200 mg.m-3) présentent plus de douleurs abdominales et des dysménorrhées comparativement aux femmes non exposées (Yang et al., 2002).

Mercure inorganique

Au cours d’une étude épidémiologique chez des femmes régulièrement exposées à du mercure (80 µg.m-3), aucun effet néfaste sur le taux de fertilité n’a été observé (Goncharuk, 1977).

Il a clairement été montré un effet reprotoxique du mercure et du méthylmercure. En effet chez l’homme une exposition au mercure peut provoquer des avortements spontanés et des malformations (tératogénicité). Des troubles neurocomportementaux peuvent apparaître lorsque les mères sont exposées au méthylmercure. Ces effets sont confirmés par les données expérimentales.

Chez l'animal

Mercure élémentaire

Une étude réalisée chez la ratte a montré l’allongement des cycles menstruels à la concentration de 2,5 mg.m-3 de mercure élémentaire pour une exposition de 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 21 jours.*

 

Mercure inorganique

Une seule injection, chez le rat mâle, de chlorure méthylmercurique à 1 mg de mercure par kg, provoque une diminution de la fertilité qui est réversible après deux mois (Lee et Han, 1995).

Effets sur le développement

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE le chlorure mercurique est classé Mut. Cat. 2 2009
Chez l'homme

Mercure élémentaire

Des études menées, sur des femmes enceintes, chez les dentistes et leur personnel, au Danemark, aux USA, en Pologne, en Suède, en Union Soviétique, décrivent une augmentation des malformations congénitales et des avortements. De même, une diminution du poids des enfants à la naissance a été notée. L’étude de Cordier et al., 1991 a mis en évidence un risque d’avortement spontané doublé chez les femmes de salariés exposés au mercure élémentaire, si la concentration de mercure dans les urines des salariés est supérieure à 50 µg.L-1. Cependant, il semble que la relation entre l’exposition au mercure élémentaire et les effets sur la reproduction ne soit pas aussi évidente.

Mercure inorganique

Une étude menée chez les femmes travaillant dans une fonderie, exposées à 80 µg.m-3 de mercure, a montré une augmentation des avortements spontanés (Goncharuk, 1977).

Etant donné la sensibilité des enfants au méthylmercure et les similarités de mécanismes toxiques avec le mercure élémentaire, les enfants peuvent être considérés comme plus sensibles à la toxicité du mercure inorganique. De nombreuses études ont pu montrer que l’exposition au mercure in utero  et post-natal induit une neurotoxicité et une toxicité sur le développement (Grandjean et al., 1994 ; Harada, 1995 ; McKeown-Eyssen et Ruedy, 1983 ; McKeown-Eyssen et al., 1983).

Mercure organique 

Plusieurs études menées dans des endroits différents (les îles Seychelles, les îles Féroé, la Nouvelle Zélande) ont étudié l’effet du méthylmercure sur le développement des enfants dont les mères furent exposées pendant toute la grossesse à du méthylmercure par voie orale. Ces publications ont principalement étudié les paramètres neurospychologiques et les effets sur le neurocomportement des enfants.

Les études longitudinales sur le développement réalisées dans les îles Seychelles (Myers et al., 1995b ; Myers et al., 1995c ; Myers et al., 1995a ; Myers et al., 1997; Myers et Davidson, 1998; Davidson et al., 1995a, 1995b, 1998) ont été menées chez 779 enfants issus de mères contaminées par le méthylmercure, présent dans les poissons consommés. Les enfants ont été suivis de la naissance jusqu'à l’âge de 5,5 ans et certains paramètres neuropsychologiques ont été étudiés. La quantité de mercure présent dans les cheveux des mères exposées fut mesurée comme biomarqueur d’exposition. La concentration moyenne de mercure présent dans les cheveux des femmes enceintes était de 6,8 ppm et la concentration moyenne la plus élevée était de 15,3 ppm. Aucun trouble du comportement n’a été mis en évidence chez les enfants et ce, quelle que soit la concentration de mercure présent dans les cheveux des mères.

Dans l’étude menée dans les îles Féroé, 900 enfants, dont les mères furent contaminées par voie orale par le méthylmercure, ont été examinés (Grandjean et al., 1997). La quantité de mercure présent dans le sang et dans les cheveux des mères exposées a été mesurée. A l’âge de 7 ans les enfants ont subi une série de tests comportementaux. Dans leur étude, Grandjean et al., 1994 ont montré que des risques de troubles neurocomportementaux pouvaient apparaître chez l’enfant si la concentration de méthylmercure présent dans les cheveux de la mère était supérieure à 6 µg de mercure par g de cheveux soit 2,4 µg de mercure pour 100 mL de sang. Une étude récente publiée par la même équipe (Grandjean et al., 2003) a été réalisée chez 1 022 enfants nés dans les îles Féroé de mars 1986 à décembre 1987. La performance neurocomportementale de 917 enfants fut analysée à l’âge de 7 ans. L’exposition intra-utérine au méthylmercure fut déduite pour 614 enfants à partir des concentrations de mercure mesurées dans le sang et dans les cheveux des mères exposées. Chez ces 614 enfants, la diminution de la performance à 8 tests neuropsychologiques sur 16 est significative et est directement corrélée à la concentration de mercure dans le sang des mères exposées. Les tests neurophysiologiques présentent des résultats normaux alors que les tests neuropsychologiques réalisés révèlent des dysfonctionnements plus prononcés au niveau du langage, de la mémoire et de l’attention, et dans une moindre mesure, au niveau des fonctions motrices et visuelles. Plusieurs zones du cerveau semblent donc être atteintes suite à une exposition prénatale au méthylmercure, et ce même pour des concentrations en dessous de 10 µg.g-1 de mercure, retrouvées dans les cheveux des mères. Les auteurs suggèrent donc qu’un doublement de l’exposition au mercure est à l’origine d’un retard du développement de 2 mois, pour certaines fonctions (Grandjean et al., 1997). Cette étude confirme que l’exposition des mères au méthylmercure pendant la grossesse induit un déficit neuropsychologique chez les enfants détectable à partir de 7 ans.

L’étude de Cordier et al., 2002 menée en Guyane Française a également mis en évidence de faibles troubles neurologiques chez des enfants âgés de 5 à 7 ans dont les mères furent exposées à du méthylmercure. Une relation dose effet a été observée entre le taux de mercure présent dans les cheveux des mères, une augmentation des réflexes et une diminution dans la réussite de tests analysant l’organisation visiospatiale chez les enfants. Cette association dépend du sexe de l’enfant et est plus importante chez les garçons que chez les filles.

Les études épidémiologiques menées à la suite des accidents qui ont eu lieu au Japon, en Irak, au Canada et en Nouvelle-Zélande, ont montré que le méthyl et l’éthylmercure pouvaient provoquer des altérations du cerveau chez les enfants exposés in utero (Al-Mufti et al., 1976; Kutsuma, 1968). Les malformations les plus sévères (paralysie, retard de croissance, cécité) sont observées chez les enfants exposés pendant le second trimestre de la grossesse (Harada, 1978 ; Pierce et al., 1972; Snyder, 1971), ce qui souligne la vulnérabilité des enfants au mercure et ce qui justifie leur appartenance à une sous-population sensible.

Chez l'animal

Mercure élémentaire

Chez les rats, le mercure élémentaire (exposition par inhalation des mères) traverse la barrière placentaire et s’accumule chez le fœtus (Morgan et al., 2002). L’inhalation de mercure métallique (1,8 mg.m-3, 1h ou 3h par jour) pendant la gestation, et plus particulièrement entre le 11ème et le 14ème jour et entre le 17ème et le 20ème jour de gestation, a provoqué des déficits comportementaux par comparaison aux rats non exposés (Danielsson et al., 1993). Un LOAEC de 1,8 mg.m-3 dose est observé sur l’abscence de toxicité maternelle.

Des auteurs ont montré une augmentation des résorptions fœtales, une diminution de la taille des portées, ainsi qu’une modification du poids des nouveau-nés chez des rattes exposées pendant 2h par jour à 8 mg.m-3 de vapeurs métalliques de mercure entre le 6ème et le 15ème de gestation (Morgan et al., 2002).

Une exposition de rats nouveau-nés à des vapeurs de mercure élémentaire à 0,05 mg.m-3 pendant 1h ou 4h, pendant 1 semaine correspondante à une forte croissance du cerveau (du 11ème au 17ème jour post-parturition) a montré des modifications comportementales chez les rats testés à 4 et 6 mois chez le groupe exposé pendant 4 h. La sévérité des effets est directement liée à l’exposition (Fredriksson et al., 1992).

Mercure organique

Des études réalisées chez le singe et le rat ont montré que le mercure organique était tératogène à des doses qui ne sont pas toxiques chez la mère. Ces effets se manifestent par une hydrocéphalie, un bec de lièvre, un retard d’ossification. L’exposition prénatale peut être associée à des troubles du comportement mais aussi à des modifications fonctionnelles du rein, du foie et du système immunitaire.

Une étude chez le rat exposé au méthylmercure du 6ème au 9ème jour de gestation a permis de déterminer un NOEL de 4 µg de mercure organique par kg. Chez la souris exposée au 8ème jour de gestation, le NOEL est de 2 mg de mercure organique par kg.

Mercure inorganique

Une administration par voie intraveineuse de chlorure mercurique (0,8 mg.kg-1) au milieu de la gestation des rats provoque une augmentation de l’incidence des malformations fœtales, particulièrement au niveau du cerveau. Toutefois, ces effets semblent être liés à la toxicité maternelle (Holt et Webb, 1986).

Valeurs accidentelles

Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises

Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises
Nom Unité 1 min 10 min 20 min 30 min 60 min 120 min 240 min 480 min Source Etat du statut Commentaire
SELS (SELS 5%) ppm ND ND ND ND ND ND ND ND Final
Non Déterminé
SELS (SELS 5%) mg.m-3 ND ND ND ND ND ND ND ND Final
Non Déterminé
SPEL (SEL 1%) ppm ND ND ND ND ND ND ND ND Final
Non Déterminé
SPEL (SEL 1%) mg.m-3 ND ND ND ND ND ND ND ND Final
Non Déterminé
SEI mg.m-3 11,59 5,38 4,27 3,73 2,96 1,48 0,74 0,37 Final
SEI ppm 1,41 0,66 0,52 0,45 0,36 0,18 0,09 0,05 Final
SER ppm ND ND ND ND ND ND ND ND Final
Non Déterminé
SER mg.m-3 ND ND ND ND ND ND ND ND Final
Non Déterminé
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Autres seuils accidentels

Autres seuils accidentels
Nom Durée Valeur Source Etat du statut Commentaire
AEGL-1 10 min NR mg.m-3 EPA (2018) Interim
Not recommended due to insufficient data
AEGL-1 30 min NR mg.m-3 EPA (2018) Interim
Not recommended due to insufficient data
AEGL-1 60 min NR mg.m-3 EPA (2018) Interim
Not recommended due to insufficient data
AEGL-1 240 min NR mg.m-3 EPA (2018) Interim
Not recommended due to insufficient data
AEGL-1 480 min NR mg.m-3 EPA (2018) Interim
Not recommended due to insufficient data
AEGL-2 10 min 3,1 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-2 30 min 2,1 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-2 60 min 1,7 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-2 240 min 0,67 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-2 480 min 0,33 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-3 10 min 16 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-3 30 min 11 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-3 60 min 8,9 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-3 240 min 2,2 mg.m-3 EPA (2018) Interim
AEGL-3 480 min 2,2 mg.m-3 EPA (2018) Interim
ERPG-1 60 min − ppm AIHA (2016) Final
ERPG-2 60 min 0,25 ppm AIHA (2016) Final
ERPG-3 60 min 0,5 ppm AIHA (2016) Final
IDLH 30 min 10 mg.m-3 NIOSH (1994) Final
except (organo) alkyls
PAC-1 60 min 0,15 mg.m-3 EHSS (2018) Final
AEGL-2/11, AEGL-2, AEGL-3
PAC-2 60 min 1,7 mg.m-3 EHSS (2018) Final
AEGL-2/11, AEGL-2, AEGL-3
PAC-3 60 min 8,9 mg.m-3 EHSS (2018) Final
AEGL-2/11, AEGL-2, AEGL-3
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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
Limite de qualité 1 µg.L-1 JORF (2007)
Mercure total
Final Eau EDCH
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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 1 µg.m-3 OMS (2000)

annual average - mercury vapour and divalent mercury

renal effects Final Air ambiant
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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 dont la notoriété internationale est variable.

Pour accéder à une information actualisée, nous conseillons au lecteur de se reporter directement sur les sites internet des organismes qui les élaborent.

Aucune valeur toxicologique de référence pour des effets sans seuil n’est actuellement disponible

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

Description

Mercure métallique - Mercure élémentaire

 

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation

L'OEHHA propose un REL de 3.10-2 µg.m-3 pour une exposition chronique par inhalation au mercure élémentaire et composés inorganiques (2008).

Comme ce qui a été fait par l'US EPA en 1995 et rapporté ci-dessous, cette valeur a été établie à partir d’études épidémiologiques menées chez des ouvriers exposés à des vapeurs métalliques (Fawer et al., 1983 ; Piikivi et Tolonen, 1989; Piikivi et Hannien, 1989; Ngim et al., 1992 ; Liang et al., 1993). Dans ces études, les salariés exposés au mercure élémentaire présentaient des troubles de la mémoire, un manque d’autonomie ainsi que des tremblements de la main.

L'ensemble de ces études tend à déterminer une LOAEC d'environ 0,025 mg.m-3 pour une exposition sur le lieu de travail (8 h.j-1, 5 jours par semaine, environ 14 ans et pour un volume respiratoire de 10 m3 par jour), ce qui correspond, après ajustement, à une LOAEC de 0,009 mg.m-3 pour une exposition continue au sein de la population générale.

Facteur d’incertitude : Un facteur 10 est appliqué pour l'utilisation d'une LOAEC, un facteur 10 pour la variabilité au sein de l'espèce humaine (plus grande susceptibilité des enfants, notamment dans le développement du système nerveux) et un facteur 3 pour la variabilité inter-individuelle. Par rapport à la VTR de 2003, qui était de 9.10-5 mg.m-3, le facteur intra-espèce à été réévalué à 3 et un facteur supplémentaire de 10 a été ajouté pour tenir compte de la plus grande sensibilité des enfants.

Calcul = 0,009 mg.m-3 x 1/(100 x 3) = 3.10-5 mg.m-3 soit 3.10-2 µg.m-3

 

Mercure inorganique

 

Effets à seuil - Exposition aiguë par voie orale

L’ATSDR a défini un MRL de 7.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition aiguë par voie orale au chlorure mercurique (2001).

Cette valeur a été évaluée à partir de l’étude NTP, 1993 menée chez des rats Fischer 344 exposés, par gavage, à 0, 0,93, 1,9, 3,7, 7,4 et 14,8 mg de chlorure mercurique par kg par jour présent dans de l’eau déionisée, 1 fois par jour pendant 14 jours. Un NOAEL de 0,93 mg.kg-1.j-1 a été établi pour des atteintes rénales chez le rat.

Facteur d’incertitude : Un facteur de 100 a été appliqué. Un facteur 10 pour l’extrapolation des données animales à l’homme et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.

Calcul = 0,93 mg.kg-1.j-1 x (5 j / 7 j) x 1/100 = 6,6.10-3 mg.kg-1.j-1 (arrondi à 7.10-3 mg.kg-1.j-1)

En 2022, l’ATSDR propose un projet de nouvelle valeur de 2.10-3 mg.kg-1.j-1 en retenant comme effet critique des effets rénaux chez le chien dans une étude par gavage de 2 semaines (Dieter et al., 1992 ; NTP, 1993).

 

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale

L’ATSDR a défini un MRL de 2.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition sub-chronique par voie orale au chlorure mercurique (2001).

Cette valeur est fondée sur l’étude du NTP (1993) menée chez des rats Fischer 344. Ces rats ont été exposés, par gavage, à 0, 0,23, 0,46, 0,93, 1,9 et 3,7 mg.kg-1.j-1 de chlorure mercurique présent dans de l’eau déionisée, 1 fois par jour, 5 jours par semaine pendant 26 semaines. L’effet critique retenu est l’atteinte rénale. Un NOAEL de 0,23 mg.kg-1.j-1 a été défini.

Facteur d’incertitude : Un facteur de 100 a été appliqué. Un facteur 10 pour l’extrapolation des données animales à l’homme et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.

Calcul = 0,23 mg.kg-1.j-1 x (5 j / 7 j) x 1/100 = 1,6.10-3 mg.kg-1.j-1 (arrondi à 2.10-3 mg.kg-1.j-1)

En 2022, l’ATSDR propose un projet de nouvelle valeur de 1.10-5 mg.kg-1.j-1 en retenant comme effet critique des effets rénaux chez le rat dans une étude de 28 jours (Apaydin et al., 2016).

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’Efsa a établi une TWI de 4.10-3 mg.kg-1.sem-1 (soit 0,57.10-3 mg.kg-1.j-1) pour une exposition chronique par voie orale au mercure inorganique (Efsa, 2012).

Comme la valeur proposée par l’OMS et présentée ci-dessus, cette valeur est fondée sur l’étude du NTP (1993) menée chez des rats Fischer 344. Ces rats ont été exposés, par gavage, à 0, 0,23, 0,46, 0,93, 1,9 et 3,7 mg de chlorure mercurique par kg par jour, présent dans de l’eau déionisée, 1 fois par jour, 5 jours par semaine pendant 26 semaines. L’effet critique retenu est l’atteinte rénale. Une BMDL10 de 0,112 mg de chlorure mercurique par kg par jour a été calculée soit 0,06 mg Hg .kg-1.j-1.

Un NOAEL de 0,23 mg.kg-1.j-1 a été défini.

Facteur d’incertitude : Un facteur 100 a été appliqué. Un facteur 10 pour la variabilité inter-espèce et un facteur 10 pour la variabilité intra-espèce.

Calcul : 0,06 mg.kg-1.j-1 x 1/100 = 0,6.10-3 mg.kg-1.j-1

 

Mercure organique - Méthylmercure

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’US EPA (IRIS) propose une valeur de RfD de 10-4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au méthylmercure (2001).

Plusieurs études épidémiologiques menées dans trois zones géographiques différentes (les îles Seychelles, les îles Féroé et la Nouvelle Zélande) ont permis d’établir une RfD de
10-4 mg.kg-1.j-1. Les études longitudinales sur le développement réalisées dans les îles Seychelles  (Myers et al., 1997 ; Myers et Davidson, 1998, Davidson et al., 1995a, 1995b) ont été menées chez 779 enfants issus de mères contaminées par le méthylmercure présent dans les poissons consommés. Les enfants ont été suivis de la naissance jusqu'à l’âge de 5,5 ans et divers paramètres neurospychologiques étudiés. La quantité de mercure présent dans les cheveux des mères exposées fut mesurée.

Dans l’étude menée dans les îles Féroé, 900 enfants issus de mères contaminées par le méthylmercure furent examinés (Grandjean et al., 1997). La quantité de mercure présent dans le sang et dans les cheveux des mères exposées fut mesurée. A l’âge de 7 ans, les enfants ont subi des tests de comportements.

Les études menées en Nouvelle Zélande sont des études prospectives dans lesquelles 38 enfants dont les mères avaient une concentration de mercure dans les cheveux supérieure à 6 ppm pendant la grossesse, ont été étudiés. Des tests neuropsycologiques ont été menés chez ces enfants et comparés aux tests réalisés chez des enfants dont les mères avaient une plus faible concentration de mercure dans les cheveux. Les tests ont été réalisés chez les enfants à l’âge de 6 ans.

Afin de quantifier les relations dose-effet à partir des trois études citées ci-dessus, l’US EPA utilise l’analyse en BMD (benchmarck dose). Une BMDL05 (limite inférieure de la BMD) a été calculée pour chaque point critique retenu dans les 3 articles précédents.

Les études réalisées dans les îles Féroé prennent en compte la concentration (exprimée en ppb) de mercure dans le sang des mères. Pour le calcul de la dose de méthylmercure ingérée, l’US EPA choisi le modèle à un compartiment. Ce modèle semble approprié pour évaluer la quantité de méthylmercure ingérée en fonction de la concentration de mercure présent dans le sang. L’équation est la suivante :

d (µg.kg-1.j-1) = (c x b x V) / (A x f x bw) =

(BMDL05 µg.L-1 x 0,014 j-1 x 5 L) / (0,95 x 0,059 x 67 kg)

d = dose de méthylmercure ingéré par la nourriture, par jour

c = concentration dans le sang (µg.L-1) : (BMDL05)

b = constante d’élimination : 0,014 j-1

V = volume de sang dans le corps (L) : 5 L

A = facteur d’absorption : 0,95

F = fraction de la dose absorbée prise par le sang : 0,059

bw = poids du corps (Kg) : 67 Kg

Une dose de méthylmercure ingérée par jour a été ainsi calculée pour chaque paramètre étudié : la présence de doigts collés, le temps de réaction mesuré pendant les tests de performance continue, les résultats au test de reconnaisance par le nom de Boston et les résultats au test d’apprentissage verbal de Californie. Une BMDL05 comprise entre 0,857 et 1,472 µg.kg-1.j-1 a été ainisi calculée. Soit une moyenne de 1,16 µg.kg-1.j-1.

Pour les études réalisées en Nouvelle-Zélande, la valeur médiane ainsi que les résultats des tests de perceptibilité fournissent une RfD de 0,05 µg.kg-1.j-1.

Basée sur une analyse intégrative des 3 études, une RfD de 0,1 µg.kg-1.j-1 a été proposée.

Facteurs d’incertitude : un facteur de 10 a été appliqué. Un facteur 3 pour la variabilité et l’incertitude des modèles pharmacocinétiques dans l’estimation d’une dose ingérée à partir de la concentration de mercure présent dans le sang. Un facteur 3 pour la variabilité et l’incertitude globale apportée par l’utilisation d’un modèle pharmacocinétique.

Calcul = 1,16 µg.kg-1.j-1 x 1/10 = 10-4 mg.kg-1.j-1

 

Mercure organique - Acétate de phénylmercure

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’US EPA (IRIS) propose une RfD de 8.10-5 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale à l’acétate de phénylmercure (1996).

Cette valeur a été établie à partir de l’étude de Fitzhugh et al. (1950). Dans cette étude, des rats ont été exposés, par la nourriture, à 0, 0,1, 0,5, 2,5, 10 40 et 160 ppm d’acétate de phénylmercure pendant 2 ans. Cette étude a permis de déterminer un NOEL de 0,1 ppm (0,0084 mg.kg-1.j-1) pour des atteintes rénales chez le rat et un LOAEL de 0,5 ppm (0,042 mg.kg-1.j-1).

Facteur d’incertitude : Un facteur de 100 est appliqué. Un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.

Calcul : 0,0084 x 1/100 = 8.10-5 mg.kg-1.j-1.

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 - - Ineris 2023
Pas de valeur retenue pour le mercure élémentaire
Final Air ambiant
Ceci est un aperçu

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Synthèse

Mercure métallique - Mercure élémentaire

 

Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation

L’INERIS ne retient aucune de ces deux valeurs aiguës pour le mercure élémentaire.

De manière générale, les valeurs 1h et 8h sont proposées pour des durées d'exposition caractéristiques d'une exposition accidentelle, c'est à dire une exposition unique pendant une courte durée. Ces valeurs accidentelles sont différentes des valeurs pour des expositions répétées (de plusieurs jours à la vie entière) pour lesquelles des Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR) sont établies.

Par ailleurs, ces valeurs pour le mercure sont discutables pour une utilisation dans le cas d'une exposition accidentelle :

- valeur 1h : elle est fondée sur une étude dans laquelle l’exposition est répétée (chez le rat, pendant la période de gestation, 6 jours). De façon générale, les effets observés pendant 6 jours ne peuvent être extrapolés à ceux attendus après seulement 1 heure, dans le contexte d'un "accident". Les résultats pour 6 jours d'exposition d’une population sensible sont néanmoins pertinents pour une exposition équivalente, mais la transposition chez l'homme est accompagnée de beaucoup d'incertitudes. L'utilisation d'un facteur élevé témoigne de cette incertitude.

L'OEHHA a appliqué un facteur de 3 000 pour prendre en compte cette incertitude (extrapolation de l'animal à l'homme, un premier facteur générique, ainsi qu'un second facteur spécifique du méthylmercure (mercure organique), qui a également été appliqué au mercure inorganique, par précaution: cela correspond à un facteur de 300, assez élevé). La variabilité individuelle est également prise en compte.

Il est à noter par ailleurs que 6 jours d'organogénèse chez le rat ne sont pas équivalents à 6 jours d’organogénèse chez la femme.

- valeur 8h : la valeur est basée sur une dose critique calculée à partir d'études épidémiologiques chez des travailleurs exposés 8h.j-1, 5j.sem-1, pendant environ 14 ans. Ainsi, la valeur correspond à une exposition chronique et il est peu pertinent de réduire l'exposition de 14 ans à 8 heures. En effet, sur la même base, avec un calcul légèrement différent (ajustement par les volumes respiratoires pour une exposition continue sur la journée), l'OEHHA calcule une VTR chronique, VTR retenue par l'INERIS.

Ces valeurs ne sont donc pas retenues.

 

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation

L’INERIS propose de retenir la valeur de 0,03 µg.m-3 pour une exposition chronique par inhalation au mercure élémentaire (OEHHA, 2008).

Cinq organismes proposent des VTR : l’US EPA (1995), l’ATSDR (2001), l’OMS (CICAD, 2003), le RIVM (2001) et l’OEHHA (2008). Les VTR élaborées par ces différents organismes, se basent toutes sur les mêmes études épidémiologiques dont celle de Fawer et al., 1983, les mêmes effets critiques et les mêmes LOAEC de départ. Cette étude est jugée de bonne qualité scientifique et les effets critiques : effets neurologiques (troubles de la mémoire, un manque d’autonomie ainsi que des tremblements de la main) sont pertinents au regard du profil toxicologique de la substance.

Tous les organismes retiennent la même LOAEC de 26 µg.m-3,l’OMS quant à lui considère une valeur moyenne de 20 µg.m-3, quireste très proche de celle retenue par les autres organismes. Tous les organismes calculent une valeur ajustée pour une exposition continue sur la base des durées d’exposition ou des volumes respiratoires, le choix de l’une ou l’autre méthode induisant une différence pour le résultat final facteur de ½ lors de l’utilisation des volumes respiratoires (10 m3/20 m3) versus 1/3 lors de l’utilisation des durées d’exposition (8 h/24 h). L’US EPA et l’OEHHA tiennent compte du volume d’air inhalé ce qui est la méthode la plus pertinente alors que les autres organismes préfèrent les durées d’exposition.

Enfin, les différences se situent également au niveau des facteurs d’incertitude choisis : tous les organismes retiennent un facteur global de 30 sauf l’OEHHA qui applique un facteur de 300. Le facteur global de 30 correspond à un facteur de 10 pour la variabilité intra-espèce, à ce niveau l’OEHHA retient un facteur de 30 au lieu de 10, et d’un facteur de 3 pour l’utilisation d’un LOAEC, seul l’US EPA ne retient pas ce dernier alors que l’OEHHA prend un facteur de 10 au lieu de 3. Toutefois, il existe donc de légères différences selon les organismes. Ainsi, l’US EPA a ajouté un facteur 3 pour le manque de données. Comme précisé ci-dessus, l’OEHHA applique un facteur 10 pour l’extrapolation d’une LOAEC à une NOAEC, ce qui est pénalisant, par rapport au facteur 3 utilisé par l’US EPA. L’OEHHA applique un facteur 10 pour la plus grande sensibilité des enfants et un facteur de 3 pour la variabilité inter-individuelle. Même si l’OEHHA propose une VTR très pénalisante (ceci dû au facteur 10 pour la LOAEC), elle semble plus pertinente que celle de l’US EPA parce qu’elle tient compte de la sous-population sensible que sont les enfants.

De plus, le mercure n’étant pas un élément constitutif normal chez l’homme, et devant être le moins possible présent dans l’environnement, la valeur la plus faible est retenue.

Cette valeur est retenue par l’INERIS.

La construction de la VTR est scientifiquement valide. De plus, l’ensemble des facteurs d’incertitudes, en particulier pour la prise en compte de la susceptibilité accrue des enfants, est justifié.

Indice de confiance : moyen (les données sont principalement professionnelles, et les expositions multiples).

 

Mercure inorganique

 

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation

L’INERIS ne recommande pas de VTR pour une exposition sub-chronique par inhalation au mercure inorganique.

Il ne nous semble pas opportun de retenir une valeur pour l’exposition sub-chronique aux vapeurs de mercure inorganique, car il ne s’agit pas d’une voie majoritaire d’exposition pour cette forme de mercure. De plus, un seul organisme a nommément établi une valeur pour les vapeurs de mercure inorganique (OMS) alors que les autres organismes de référence ont déterminé une valeur pour la voie respiratoire pour le mercure métallique (ou élémentaire), ce qui semble plus judicieux, cette forme de mercure étant la plus représentée dans le cas de l’inhalation.

Aucune VTR sub-chronique pour l’exposition à du mercure inorganique par voie respiratoire n’est donc à retenir.

 

Effets à seuil - Exposition aiguë par voie orale

L’INERIS propose de retenir la valeur de 7.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition aiguë par voie orale au mercure inorganique (ATSDR, 2001).

La valeur de l’ATSDR est la seule VTR proposée pour une exposition aiguë. Elle s’appuie sur une étude expérimentale de bonne qualité scientifique (NTP, 1993), concernant les effets rénaux du mercure inorganique. La construction de cette VTR est correcte, la durée de l’étude utilisée correspondant à une exposition aiguë. Le point de départ est un NOAEL de 0,93 mg Hg.kg-1.j-1, auquel est appliqué un facteur de sécurité de 100 (facteur intra-espèce de 10 et facteur inter-espèces de 10). De plus un ajustement au temps pour la population générale est réalisé (5j/7j).

Cette valeur est retenue par l’INERIS.

La construction de la VTR est bien décrite et scientifiquement correcte.

Indice de confiance : élevé.

 

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale

L’INERIS propose de retenir la valeur de 2.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition sub-chronique par voie orale au mercure inorganique (ATSDR, 2001).

La valeur de l’ATSDR est la seule VTR proposée pour une durée d’exposition sub-chronique. Elle s’appuie sur une étude expérimentale de bonne qualité scientifique (NTP, 1993), concernant les effets rénaux du mercure inorganique. La construction de cette VTR est correcte, la durée de l’étude qui est utilisée correspondant bien à une exposition sub-chronique. Le point de départ est un NOAEL de 0,23 mg Hg.kg-1.j-1, auquel est appliqué un facteur de sécurité de 100 (facteur intra-espèce de 10 et facteur inter-espèces de 10). De plus un ajustement au temps pour la population générale est réalisé (5j/7j).

Cette valeur est retenue par l’INERIS.

La construction de la VTR est bien décrite et scientifiquement correcte.

Indice de confiance : élevé.

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

Pour une exposition chronique, l’INERIS recommande la valeur de 6,6.10-4 mg.kg-1.j-1 comme VTR pour une exposition chronique au mercure inorganique (Efsa, 2012).

Cinq organismes proposent des valeurs US EPA (1995), OMS (2011), RIVM (2001), Santé Canda (2021) et l’Efsa (2012). L’Anses (2016) propose de retenir la valeur construite par l’Efsa, ce choix a été reconduit en 2018.

Une étude de bonne qualité scientifique (NTP, 1993), est disponible concernant les effets rénaux du mercure inorganique et sert de base à l’élaboration des VTR de l’OMS, du RIVM et de l’Efsa. La VTR de l’US EPA et de Santé Canada semble moins pertinente, car elle est basée sur des études expérimentales plus anciennes et de moins bonne qualité.

Les VTR élaborées par l’OMS et le RIVM se basent sur les mêmes effets critiques et la même étude. Ces organismes prennent comme point de départ un NOAEL de 0,23 mg Hg.kg-1.j-1, auquel est appliqué un facteur de sécurité de 100. La VTR en résultant est de 2 µg Hg.kg-1.j-1. Aucun facteur n’est appliqué pour l’extrapolation sub-chronique à chronique par l’OMS et le RIVM.

L’Efsa retient la même étude et le même effet critique que l’OMS et le RIVM mais réalise un calcul de BMDL et applique un facteur d’incertitude identique à celui retenu par l’OMS et le RIVM. Cette construction de l’Efsa est plus pertinente que l’approche de l’OMS ou du RIVM.

La valeur de l’Efsa est retenue par l’Anses et l’Ineris.

Indice de confiance : moyen, du fait de l’absence de prise en compte de l’extrapolation sub-chronique vers chronique.

 

Mercure organique - Méthyl mercure

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’INERIS propose de retenir la valeur RfD de 10-4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au méthylmercure (US EPA, 2001).

Cinq organismes proposent des VTR l’ATSDR (2001), l’US EPA (2001), l’OMS (2003), Santé Canada (2021), le RIVM (2001) et l’Efsa (2012). L’Anses a réalisé un choix de VTR et retient la valeur de l’Efsa (Anses, 2018). Les VTR élaborées par les différents organismes se basent toutes sur les mêmes études épidémiologiques (RIVM, ATSDR : Davidson et al. (1998), OMS : Myers et al., 2003 et Grandjean et al., 2003, US EPA : Myers et al., 1997 ; Myers et Davidson, 1998, Davidson et al., 1995a, 1995b et Grandjean, 1997) les mêmes effets et les mêmes LOAEL de départ. Toutefois, l’US EPA et l’EFSA tient compte des résultats des 3 études afin de déterminer une BML05 intégrant donc l’ensemble des résultats. Cette approche est jugée plus pertinente. Enfin, les facteurs d’incertitude appliqués par l’Efsa ne sont pas ceux habituellement recommandés pour la construction d’une VTR ce qui limite la confiance dans cette valeur.

C’est pourquoi nous préconisons de la retenir comme VTR, d’autant plus qu’elle s’avère la plus sécuritaire des VTR disponibles.

Indice de confiance : élevé

 

Mercure organique - Acétate de phénylmercure

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’INERIS propose de retenir la valeur RfD de 8.10-5 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale à l’acétate de phénylmercure

Seul l’US EPA (1996) a fourni une VTR pour l’acétate de phénylmercure à partir d’une étude expérimentale Fitzhugh et al. (1950), de bonne qualité. Cette valeur sera retenue en cas d’exposition spécifique à cette substance.

Cette valeur est celle proposée par l’US EPA qui considère que la confiance dans la valeur est faible.

Indice de confiance : Faible

Autres valeurs des organismes reconnus

Description

Mercure métallique - Mercure élémentaire

 

Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation

Seul l’OEHHA propose des VTR aiguës pour le mercure élémentaire.

L'OEHHA propose un REL de 0,6 µg.m-3 pour une exposition aiguë (1 heure) par inhalation au mercure élémentaire et composés inorganiques (2008).

Cette VTR est établie à partir des résultats de l’étude de Danielsson et al., 1993 chez des rates gestantes (12 rates par lot). Les animaux ont été exposés par inhalation à des vapeurs de mercure élémentaire pendant une heure par jour. L’effet critique observé consiste en des troubles au niveau du système nerveux central de la descendance. Une LOAEC de 1,8 mg.m-3 a été déterminée.

Facteur d’incertitude : Un facteur d’incertitude de 10 est appliqué pour l’utilisation d’un LOAEL, un facteur 3 pour l’extrapolation des données animales, un facteur 10 pour la plus grande sensibilité de l’homme par rapport à l’animal et un facteur intra-espèce de 10, soit un facteur d’incertitude total de 3 000.

Calcul = 1,8 mg.m-3 x (1/3 000) = 6.10-4 mg.m-3

L'OEHHA propose un REL de 6.10-2 µg.m-3 pour une exposition aiguë (8 heures) par inhalation au mercure élémentaire et composés inorganiques (2008).

Cette valeur a été établie à partir d’études épidémiologiques menées chez des ouvriers exposés à des vapeurs métalliques (Fawer et al., 1983 ; Piikivi et Tolonen, 1989; Piikivi et Hannien, 1989; Ngim et al., 1992 ; Liang et al., 1993). Dans ces études, les salariés exposés au mercure élémentaire présentaient des troubles de la mémoire, un manque d’autonomie ainsi que des tremblements de la main.

L'ensemble de ces études a permis de déterminer une LOAEC d'environ 0,025 mg.m-3 pour une exposition sur le lieu de travail (8 h.j-1, 5 jours par semaine, environ 14 ans), ce qui correspond, après ajustement, à une LOAEC de 0,018 mg.m-3 pour une exposition continue au sein de la population générale.

Facteur d’incertitude : Un facteur 10 est appliqué pour l'utilisation d'une LOAEC, un facteur 10 pour la variabilité au sein de l'espèce humaine (plus grande susceptibilité des enfants, notamment dans le développement du système nerveux) et un facteur 3 pour la variabilité inter-individuelle.

Calcul = 0,018 mg.m-3 x 1/(100 x 3) = 6.10-5 mg.m-3

 

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation

L’US EPA (IRIS) propose une RfC de 0,3 µg.m-3 pour une exposition chronique par voie pulmonaire au mercure élémentaire (1995).

Cette valeur a été établie à partir d’études épidémiologiques menées chez des ouvriers exposés à des vapeurs métalliques (Fawer et al., 1983 ; Piikivi et Tolonen, 1989; Piikivi et Hannien, 1989 ; Ngim et al., 1992 ; Liang et al., 1993). Dans ces études, les salariés exposés au mercure élémentaire présentaient des troubles de la mémoire, un manque d’autonomie ainsi que des tremblements de la main.

L’étude principale retenue est celle de Fawer et al. (1983). Dans cette étude, des salariés exposés à une moyenne de 0,026 mg.m-3 de mercure élémentaire souffraient de tremblements de la main. La TWA de 0,026 mg.m-3 a été retenue comme LOAEC ce qui a permis, après ajustement, de déterminer une LOAEC de 9 µg.m-3 (en tenant compte du temps de travail par semaine et du volume d’air inhalé : 0,026 x (8 h / 24 h) x (5 j / 7 j) x (10 m3 / 6,7 m3)[1]).

Deux études plus récentes (Liang et al., 1993 ; Ngim et al., 1992) ont permis d’établir des LOAEC similaires, respectivement 12 µg.m-3 et 6 µg.m-3. La LOAEC proposé par Fawer et al. (1983) a été retenue car elle correspond à une valeur médiane.

Facteurs d’incertitude : Un facteur de 30 est appliqué : un facteur 10 pour protéger l’ensemble de la population et un facteur 3 pour combler le manque de données (notamment les effets sur le développement et la reproduction).

Calcul = 9.10-3 mg.m-3 x 1/30 = 3.10-4 mg.m-3 soit 0,3 µg.m-3

L’ATSDR a établi un MRL de 0,2 µg.m-3 pour une exposition chronique par inhalation au mercure élémentaire (2001).

Cette valeur a été déterminée à partir de l’étude de Fawer et al. (1983) également retenue par l’US EPA. Vingt six salariés ont été exposés en moyenne à 0,026 +/- 0,004 mg.m-3 de mercure élémentaire et 3 salariés ont été exposés à plus de 0,05 mg.m-3 de mercure. Une LOAEC de 0,026 mg.m-3 a été retenu. Contrairement à l’US EPA, lors de l’ajustement de la LOAEC, l’ATSDR ne tient pas compte du volume d’air inhalé.

LOAELADJ = 0,026 x (8 h/ 24 h) x (5 j / 7 j) = 0,0062 mg.m-3

Facteurs d’incertitude : Un facteur de 30 fut appliqué. Un facteur de 3 pour l’utilisation de la LOAEC et un facteur de 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.

L’ATSDR juge ce MRL suffisant pour protéger des effets affectant le développement neurologique du fœtus humain et des enfants qui représentent le sous-groupe le plus sensible à la toxicité du mercure élémentaire.

Calcul = 6,2 10-3 mg.m-3 x 1 / 30 = 2.10-4 mg.m-3 soit0,2 µg.m-3

En 2022, l’ATSDR propose un projet de valeur pour une exposition chronique 0,3 µg.m-3. Cette valeur est basée sur une série de 7 études épidémiologiques en milieu professionnel dont celle de Fawer et al. (1983). Si cette valeur était confirmée, elle pourrait conduire à une évolution du choix de VTR.

L’OMS, 2003 (CICAD) établit une TCI de 0,2 µg.m-3 pour une exposition chronique par inhalation au mercure élémentaire (OMS CICAD, 2003).

Cette valeur se base aussi sur l’étude (Fawer et al., 1983) qui précise qu’une exposition moyenne à 20 µg.m-3 induit des effets au niveau du système nerveux central mais non cliniquement observables chez les travailleurs exposés. L’extrapolation de cette valeur pour une exposition de 8 h par jour, 40 h par semaine, 5 jours par semaine, à une valeur d’exposition pour 24 h par jour et 7 jours sur 7 conduit à un équivalent de 4,8 µg.m-3.

Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude total de 30 a été appliqué, se décomposant ainsi : 10 pour la variabilité inter-individuelle et 3 pour l’utilisation d’une LOAEC plutôt qu’une NOAEC, ce qui conduit à la valeur de 2.10-4 µg.m-3.

Calcul = 0,020 mg.m-3 x 8/24 x 5/7 x 1/30 = 2.10-4 mg.m-3 soit 0,2 µg.m-3

Le RIVM, 2001 a établi une TCA de 0,2 µg.m-3 pour une exposition chronique par inhalation au mercure élémentaire (Baars et al., 2001).

Cette valeur est issue d'une étude épidémiologique chez des individus exposés chroniquement aux vapeurs de mercure (Fawer et al., 1983). Une LOAEC de 0,026 mg.m-3 a été déterminé pour des effets sur le système nerveux (tremblements modérés), qui étaient associés à une augmentation des teneurs sanguines en mercure et en créatinine. Pour une exposition continue, cette LOAEC équivaut à une concentration de 0,006 mg.m-3 (la méthode de calcul n'est pas précisée).

Facteur d’incertitude : Un facteur de 30 est appliqué. Un facteur 3 pour l'utilisation d'une LOAEC au lieu d'une NOAEC et un facteur 10 pour les différences de sensibilité au sein de la population humaine.

Calcul = 0,006 mg/m3 x 1/30 = 2.10-4 mg.m-3 soit0,2 µg.m-3

 

Mercure inorganique

 

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation

L’OMS propose une valeur guide de 1 µg.m-3 pour une exposition d’un an par inhalation au mercure inorganique sous forme de vapeurs (OMS, 2000).

A partir d’une LOAEC comprise entre 15 et 30 µg.m-3 (moyenne 22,5 µg.m-3) établie pour des atteintes rénales (publications de référence non indiquées), l’OMS propose une valeur guide de 1 µg.m-3 pour une exposition d’un an.

Facteur d’incertitude : Un facteur de 20 est appliqué. Un facteur 10 pour l’incertitude liée à la population très sensible et un facteur de 2 pour l’utilisation d’une LOAEC.

Calcul = 22,5 µg.m-3 x 1/20 = 1,12.10-3 mg.m-3 (arrondi à 1.10-3 mg.m-3 soit 1 µg.m-3)

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’US EPA (IRIS) propose une RfD de 3.10-4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au chlorure mercurique (1995).

Cette valeur a été établie à partir de 3 études expérimentales réalisées chez les rats (Andres, 1984 ; Bernaudin et al., 1981 ; Druet et al., 1978). Des LOAEL peu différents ont été définis dans ces 3 études et ont permis de calculer la RfD. L’étude de Druet et al. (1978) dans laquelle les rats ‘Brown Norway’ furent exposés par injection sous-cutanée à 0, 100, 250, 500, 1 000 et 2 000 µg.kg-1 de chlorure mercurique, 3 fois par semaine pendant 8 semaines et à 50 µg.kg-1 pendant 12 semaines, a permis de déterminer un LOAEL de 0,317 mg.kg-1.j-1 pour une réaction auto-immune mesurée par la présence d’IgG dans les reins. Dans l’étude de Bernaudin et al. (1981) où des rats ‘Brown Norway’ furent exposés par l’intermédiaire de la nourriture à 0 ou à 3 000 µg.kg-1 par semaine de chlorure mercurique pendant 60 jours, un dépot d’IgG dans les glomérules fut observé chez 80 % des rats après 15 jours d’exposition et chez 100 % des rats après 60 jours d’exposition. Un LOAEL de 0,226 mg.kg-1.j-1 a été établi à partir de cettte étude. Enfin, l’étude de Andres (1984) a été menée chez des rats ‘Brown Norway’ et chez des rats ‘Lewis’ exposés, par gavage, à 3 mg.kg-1 de chlorure mercurique présent dans 1 L d’eau de boisson, 2 fois par semaine pendant 60 jours. Un dépôt d’IgG fut observé au niveau du glomérule chez les rats ‘Brown Norway’ ainsi que des lésions au niveau du colon et de l’iléon et un dépôt anormal d’IgA au niveau de la lame basale des glandes intestinales. Aucun effet néfaste n’a été observé chez les rats ‘Lewis’.

Facteurs d’incertitude : Un facteur de 1 000 fut appliqué. Un facteur 10 pour l’utilisation d’un LOAEL, un facteur 10 pour l’extrapolation de données sous-chroniques à des données chroniques et un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme, en tenant compte des populations sensibles.

Calcul = 0,226 mg.kg-1.j-1 x 1/1 000 = 2,26 10-4 mg.kg-1.j-1 = 2.10-4 mg.kg-1.j-1
arrondi à 3. 10-4 mg.kg-1.j-1

L’OMS établit une valeur TDI de 2.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition par voie orale au mercure inorganique (OMS, 2022)

Cette valeur est fondée sur l’étude du NTP (1993) menée chez des rats Fischer 344. Ces rats ont été exposés, par gavage, à 0, 0,23, 0,46, 0,93, 1,9 et 3,7 mg de chlorure mercurique par kg par jour, présent dans de l’eau déionisée, 1 fois par jour, 5 jours par semaine pendant 26 semaines. L’effet critique retenu est l’atteinte rénale. Un NOAEL de 0,23 mg.kg-1.j-1 a été défini.

Facteur d’incertitude : Un facteur de 100 a été appliqué. Un facteur 10 pour la variabilité inter-espèces et un facteur 10 pour la variabilité intra-espèce.

Calcul = 0,23 mg.kg-1.j-1 x (5 j / 7 j) x 1/100 = 1,6.10-3 mg.kg-1.j-1 (arrondi à
2.10-3 mg.kg-1.j-1)

Le groupe de travail OMS FAO a établi une PTWI de 1 µg.kg-1.sem-1 pour les adultes et de 4 µg.kg-1.sem-1 pour les enfantspour des expositions au mercure par la nourriture à l’exception des poissons et produits dérivés (OMS FAO, 2011).

Cette valeur repose sur la même étude expérimentale que celle décrite cite ci-dessus pour l’OMS mais utilise une apporche par calcul de la BMDL10 de 0,11 mg.kg-1.j-1 chlorure mercurique ce qui correspond à 0,06 mg.kg-1.j-1 de mercure. Cette valeur a été ajustée pour une exposition 5 jours par semaine et tenir de la contribution du chlorure mercurique.

Facteur d’incertitude : Un facteur de 100 a été appliqué. Un facteur 10 pour la variabilité inter-espèces et un facteur 10 pour la variabilité intra-espèce.

Calcul = 0,06 mg.kg-1.j-1 x (5 j) x 1/100 = 3.10-3 mg.kg-1.sem-1 (arrondi à
4.10-3 mg.kg-1.sem-1)

Le RIVM a établi une TDI de 2.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au mercure inorganique (Baars et al., 2001).

Cette valeur est issue d'une étude expérimentale chez le rat exposé chroniquement au chlorure mercurique, au cours de laquelle un LOAEL de 1,9 mg.kg-1.j-1 et un NOAEL de 0,23 mg.kg-1.j-1 ont été établis pour des effets sur le rein (NTP, 1993).

Facteur d’incertitude : Un facteur de 100 est appliqué pour les variations inter- et intra-espèce.

Calcul = 0,23 mg.kg-1.j-1 x 1/100 = 2,3.10-3 mg.kg-1.j-1 (arrondi à 2.10-3 mg.kg-1.j-1)

Indice de confiance : Le RIVM accorde une confiance élevée dans sa valeur.

Santé Canada a établi une DJA de 3.10-4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au mercure inorganique (Santé Canada, 2021).

Cette valeur est calculée de la même manière que la VTR RfD de l’US EPA. Cette valeur a été établie à partir de 3 études expérimentales réalisées chez les rats (Andres, 1984 ; Bernaudin et al., 1981 ; Druet et al., 1978). Des LOAEL peu différents ont été définis dans ces 3 études et ont permis de calculer la DJA.

Facteurs d’incertitude : Un facteur de 1 000 a été appliqué. Un facteur 10 pour l’utilisation d’un LOAEL, un facteur 10 pour l’extrapolation de données sub-chroniques à des données chroniques et un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme, en tenant compte des populations sensibles.

Calcul = 0,226 mg.kg-1.j-1 x 1/1 000 = 2,26 10-4 mg.kg-1.j-1 = 2.10-4 mg.kg-1.j-1
arrondi à 3. 10-4 mg.kg-1.j-1

 

Mercure organique - Méthylmercure

 

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L’ATSDR, a établi un MRL de 3.10-4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au méthylmercure (2001).

Cette valeur a été estimée à partir de l’étude de Davidson et al. (1998) réalisée aux Seychelles. Les effets sur le développement neurologique des enfants nés de mères exposées, par ingestion d’une grande quantité de poissons contenant du méthylmercure, ont été évalués dans une série de tests comportementaux. Les doses ingérées par ces femmes ont été évaluées à partir des concentrations de mercure présent dans les cheveux. Les tests comportementaux ont été réalisés chez les enfants jusqu'à l’âge de 66 mois. La concentration moyenne de mercure présent dans les cheveux des mères pendant la grossesse est de 6,8 ppm. Les différents tests menés chez les enfants n’ont montré aucune anomalie du comportement. La concentration moyenne la plus élevée de mercure trouvée dans les cheveux des femmes enceintes est de 15,3 ppm. Cette valeur a été prise en compte par l’ATSDR comme NOAEL.

La concentration de mercure présent dans les cheveux est considérée comme étant 250 fois plus élevée que la concentration de mercure dans le sang. En utilisant la valeur de 15,3 ppm comme concentration de méthylmercure dans les cheveux, la concentration correspondante de méthylmercure dans le sang est :

C = 1/250 x 15,3 µg.g-1 x 1 mg / 1 000 µg x 1 000 g.L-1 = 0,061 mg.L-1

La dose ingérée est alors calculée à partir des concentrations de mercure présent dans le sang des mères exposées. L’équation proposée par l’OMS a été utilisée :

C = (f x d) / (b x V) x (AD x AB x d) / (b x V)

C = concentration dans le sang : 0,061 mg.L-1

f =  fraction de la dose ingérée par jour allant dans le sang :

d =  dose ngérée par jour : 0,075 mg.j-1

b = constante d’élimination

AD = pourcentage de mercure absorbé après une ingestion de mercure présent dans le nourriture

AB = Pourcentage de ce qui est absorbé parmi ce qui rentre dans le sang

V = volume de sang dans le corps

Poids moyen des femmes = 60 kg.

Un NOAEL de 0,0013 mg.kg-1.j-1 a ainsi été calculé.

Facteur d’incertitude : Un facteur de 4,5 est appliqué. Un facteur 3 pour la variabilité induite par des modèles pharmacocinétiques et pharmacodynamiques et un facteur 1,5 pour tenir compte de l’étude menée dans les îles Faroé.

Calcul = 1,3.10-3 mg.kg-1.j-1 x 1 / 4,5 = 2,8 10-4 mg.kg-1.j-1 = 3.10-4 mg.kg-1.j-1

L’OMS a établi une DHPT de 1,6 10-3 mg.kg-1.semaine-1 pour un adulte de 70 kg, pour une exposition chronique par voie orale au méthylmercure (2003).

L’OMS a révisé lors du 61e meeting conjoint de l’OMS et du FAO relatif aux additifs alimentaires la valeur provisoire de la dose hebdomadaire du méthylmercure. Cette valeur a été fixée à 1,6.10 –3 mg.kg-1.semaine-1. Cette réévalution prend en compte les résultats d’une étude épidémiologique, dont le principal résultat est qu’il n’existe pas d’association négative entre l’exposition maternelle au méthylmercure via une consommation de poisson élevée (12 repas par semaine) et le développement neurologique des enfants (Myers et al., 2003). La seconde étude prise en compte est celle des Iles Féroé. De nouvelles analyses statistiques ont été réalisées sur cette cohorte, faisant intervenir d’autres facteurs que l’exposition au méthylmercure dans la survenue d’effets néfastes sur le développement neurologique des nouveau-nés, notamment ceux d’une exposition concomittante aux PCB. Il a été montré l’absence de rôle propre des PCB présents dans la chair des mammifères marins dans les effets observés sur le développement cognitifs des enfants (Grandjean et al., 2003)

Les experts de l’OMS ont estimé que l’ingestion de 1,5 µg.kg-1.j-1 de méthylmercure
(soit 10,5 µg de MeHg.kg-1.semaine-1) ne présente pas de danger pour l’enfant. Le calcul de la DHTP se base donc sur cette valeur.

Considérant que la grossesse (surtout aux 2ème et 3ème trimestres) était la période la plus vulnérable pour le développement de l’enfant vis-à-vis d’une exposition au méthylmercure, il a été calculé qu’un apport de manière récursive de 1,5 µg.kg-1.j-1 (soit 10,5 µg.kg-1 par semaine) n’avait pas d’effet néfaste. En état d’équilibre, cet apport correspond à une concentration dans le sang maternel de 56 µg.L-1, cette valeur dérivant elle-même d’une dose de 14 mg.kg-1 dans les cheveux.

Facteur d’incertitude : Un facteur d’incertitude de 2 est appliqué pour tenir compte de la variabilité inter-individuelle de la relation entre la concentration de MeHg mesurée dans les cheveux et celles mesurées dans le sang (analyse de la concentration en mercure chez les sujets exposés) et un facteur de 3,2 (100,5) pour tenir compte de la variabilité inter-individuelle (composante pharmacocinétique) de la relation d’incertitude entre l’apport alimentaire en méthylmercure et la concentration mesurée dans le sang. Le facteur total est donc de 6,4.

L’Efsa a établi une dose tolérable hebdomadaire (DHT) de 1,3 10-3 mg.kg-1.sem-1 (soit 1,8 10-4 mg.kg-1.j-1) pour une exposition chronique par voie orale au méthylmercure (2012).

Cette valeur est basée sur la même approche que des autres organismes à savoir une réévaluation des deux cohortes principales (des îles Féroé et des Seychelles) en tenant compte des dernières analyses rapportées ci-dessus pour la construction de la valeur de l’OMS (2003) et de la précédente valeur de l’Efsa (2004). L’OMS avait alors révisé lors de la 61e réunion conjointe de l’OMS et du FAO relatif aux additifs alimentaires la valeur provisoire de la dose hebdomadaire du méthylmercure. Cette valeur a été fixée à 1,6.10-3 mg.kg-1.sem-1. Les nouvelles études n’ont pas modifié les conclusions existantes mais ont permis d’affiner la valeur de la dose retenue comme NOEL 11,5 mg.kg-1 sur la base de la dose mesurée dans les cheveux des mères des enfants exposés. Un modèle toxicocinétique à un compartiment a permis de calculer la dose interne associée soit 46 µg.L-1 dans le sang maternel et de la convertir en dose journalière soit 1,2 µg.kg-1 de poids corporel.

Facteur d’incertitude : Un facteur d’incertitude 2 est appliqué pour tenir compte de la variabilité inter-individuelle de la relation entre la concentration de MeHg mesurée dans les cheveux et celles mesurées dans le sang (analyse de la concentration en mercure chez les sujets exposés) et un facteur 3,2 (100,5) pour tenir compte de la variabilité inter-individuelle (composante pharmacocinétique) de la relation d’incertitude entre l’apport alimentaire en méthylmercure et la concentration mesurée dans le sang. Le facteur total est donc 6,4.

Calcul : 1,2.10-3 mg.kg-1.j-1 x 1 / 6,4 = 1,86.10-4 mg.kg-1.j-1 soit 1,3.10-3 mg.kg-1.sem-1

Santé Canada propose deux valeurs provisoire l’une de 4,7.10-4 mg.kg-1.j-1 pour la population adulte générale et l’autre de 2.10-4 mg.kg-1.j-1 pour les femmes enâge de procréer et les enfants de moins de 12 ans pour des expositions chroniques par voie orale au méthyl mercure.

Ces valeurs reposent sur les valeurs de 0,20 µg.kg-1 pc.j-1 établie plus tôt (en 1997) par le Bureau d'innocuité des produits chimiques du Canada pour le méthylmercure pour les femmes en âge de procréer et les jeunes enfants afin de tenir compte de la susceptibilité accrue du foetus en développement et des enfants aux effets du méthylmercure. Cette valeur a été établie en fonction du seuil approximatif pour les dysfonctions neuropsychologiques de 10 ppm de méthylmercure dans les cheveux de la mère (Grandjean et al., 1997). Cette valeur a tout d'abord été convertie en une concentration de méthylmercure dans le sang, puis en un taux d'apport alimentaire en méthylmercure au moyen d'une équation utilisée par l’US EPA (1995). Pour obtenir une DJAP en méthylmercure de 0,20 µg.kg-1 pc.j-1 pour les femmes en âge de procréer et les jeunes enfants, on a appliqué à ce taux d'apport alimentaire un facteur d'incertitude de 5 (Feeley et Lo, 1998).

Le RIVM a établi une TDI de 1.10-4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au mercure organique (Baars et al., 2001).

Cette valeur est issue de l'étude épidémiologique de Davidson et al. (1998) qui s'est intéressée au développement sur 66 mois d'enfants exposés in utero au méthylmercure. A partir de cette étude, l'ATSDR (1999) a calculé un NOAEL de 1,3 µg.kg-1.j-1 pour les effets sur le développement, d'après les concentrations en mercure total dans les cheveux et le sang des mères (voir construction de la VTR par l’ATSDR pour le détail du calcul de l'exposition des mères).

Facteur d’incertitude : Un facteur de 10 est appliqué pour la variabilité au sein de l'espèce humaine.

Calcul = 1,3 µg.kg-1.j-1 x 1/10 = 0,13 µg.kg-1.j-1 (arrondi à 0,1 µg.kg-1.j-1)

Indice de confiance : Le RIVM accorde une confiance élevée à sa valeur.

 

[1] volume d’air inhalé pour les travailleurs : 10 m3 .jour-1 ; volume d’air inhalé pour la population générale : 6,7 m3 .jour-1.

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
REL 0,6 µg.m-3 OEHHA (2008)
Mercury & inorganic compounds
CNS disturbances in offspring Final Air ambiant
REL 0,06 µg.m-3 OEHHA (2008)
Mercury & inorganic compounds
Impairment of neurobehavioral functions in humans Final 8-Hour REL (for repeated 8-hour exposure) Air ambiant
Ceci est un aperçu

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Bibliographie

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. Ces auteurs 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

Lorsque plusieurs valeurs du paramètre d’exposition (ex  : CL50 96h) existent pour une même espèce, la moyenne géométrique de ces valeurs a été calculée et est indiquée dans les tableaux de données.

Abréviations:

m: espèces marines

mol: mollusques

bac: bactéries

coe: coelentérés

cya: cyanophycées

ann: annélides

mac: macrophytes

pla: planaires

pro: protozoaires

 

Ecotoxicité aquatique

Paramètre d'écotoxicité aiguë

Au total, 10 données concernant les poissons, 12 données concernant les invertébrés, et 4 données concernant les algues ont été évaluées et considérées comme valides. Celles-ci-sont reportées dans le tableau ci- dessous

 

Synthèse des principaux résultats pour des organismes aquatiques lors d’expositions aiguës

Espèce

Substance testée

Paramètre d’écotoxicté

Valeur (µg.L-1)

Référence

Validité

Algues

P. subcapitata

HgCl2

96 h-CE50

9 (statique)

Chen et al., 1997

2

P. subcapitata

HgCl2

96 h-CE50

27 (dynamique)

Chen et al., 1997

2

Lingulodinium polyedra (m)

HgCl2

48 h-CL50

5,5

Okamoto et al., 1999

2

Ditylum brightwellii (m)

HgCl2

120h-CE50

10

Canterford et Canterford, 1980

2

Invertébrés

Ceriodaphnia reticulata

HgCl2

48 h-CL50

2,9

Elnabarawy et al., 1986

2

Asellus aquaticus

HgCl2

96 h-CL50

199

Martin et Holdich, 1986

2

Crangonyx pseudogracilis

HgCl2

96 h-CL50

1

Martin et Holdich, 1986

2

Daphnia magna

HgCl2

48 h-CL50

5,2

Khangarot et Ray, 1987

2

Daphnia pulex

HgCl2

48 h-CL50

3,8

Elnabarawy et al., 1986

2

Paratelphusa hydrodromous

HgCl2

96 h-CL50

365*

Ananthalakshmikumari et al., 1990

2

Fenneropenaeus indicus (m)

HgCl2

96 h-CL50

15,3

McClurgh, 1984

1

Penaeus merguiensis merguiensis (m)

HgCl2

96 h-CL50

30

Denton et Burdon-Jones, 1982

2

Scylla serrata (m)

HgCl2

96 h-CL50

680

Krishnaja et al., 1987

2

Carcinus maenas (m)

HgCl2

96 h-CL50

235

Elumalai et al., 2007

2

Daphnia pulex

CH3HgCl

48 h-CL50

5,7

Tian-yi et McNaught, 1992

2

Gammarus duebeni (m)

CH3HgCl

96 h-CL50

150

Lockwood et Inman, 1975

2

Poissons

Cyprinus carpio

HgCl2

96 h-CL50

160

Alam et Maughan, 1992

2

Oncorhynchus mykiss

HgCl2

96 h-CL50

193

Buhl et Hamilton, 1991

2

Pimephales promelas

HgCl2

96 h-CL50

168

Snarski et Olson, 1982 

Khangarot et Ray, 1987

1

Poecilia reticulata

HgCl2

96 h-CL50

26

Pandey et al., 2005

2

Channa punctata

HgCl2

96 h-CL50

1210

Vieira et al., 2009

2

Fundulus heteroclitus (m)

HgCl2

96 h-CL50

61.9

Sharp et Neff, 1980

2

Pomatoschistus microps (m)

HgCl2

96 h-CL50

67.5**

Matida et al., 1971