Toxicologie et effets sur la santé des sous-produits de la chloration

Bien que la plupart des études effectuées aient porté sur l’eau de consommation, il nous est possible d’appliquer ces connaissances aux sous-produits formés dans les piscines,

puisque de nombreux sous-produits sont communs aux deux types d’eau. Notons, par contre, que les eaux des piscines sont probablement plus contaminées que l’eau pro- venant des sources de consommation (Plewa, Wagner, & Mitch, 2011) et que les types d’exposition diffèrent (inhalation, dermique et ingestion). En ce qui a trait aux sous- produits spécifiques à l’eau des piscines identifiés ci-haut, les connaissances sur leur toxicité sont peu nombreuses et de plus amples études doivent être effectuées. Ils ne seront donc pas abordés dans le cadre du présent travail. Nous débuterons par la toxicité des sous-produits connus chez l’animal pour ensuite discuter de la toxicité chez l’humain.

Toxicologie

Toxicité chez l’animal

Barbee, Thackara, & Rinehart (1983) ont mis en lumière l’effet irritant par voie respiratoire du NCl3 en exposant des rats à cette substance. Les auteurs ont démontré qu’une

exposition d’une heure à une dose de 550 mg/m3 _{est létale et que l’œdème pulmonaire est}

la principale cause de décès. Par ailleurs, Gagnaire et al. (1994) ont démontré que la fréquence respiratoire de la souris baisse lorsqu’elle est exposée durant une heure au NCl3 par voie respiratoire. En effet, ils ont calculé une RD50 (dose pour laquelle est

observée une diminution de la fréquence respiratoire de 50%) de 2,5 ppm.

Une seule étude s’est intéressée à la toxicité orale du NCl3. En effet, la presque totalité

des études se sont attardées à l’inhalation de cette substance, probablement en raison de son caractère volatil (Bonvallot, Glorennec, & Zmirou, 2010). Nakai et al. (2000) ont exposé des rats à des concentrations de NCl3 allant de 0,2 à 90 ppm via leur eau de

consommation. Aucun signe clinique ne fut observé, mais de légers changements biochimiques et histologiques sont apparus à des concentrations de 0,23 mg/kg/j chez les femelles et de 0,29 mg/kg/j chez les mâles.

Au regard des THM, la littérature a démontré qu’une dose inhalée de 300 ppm de CHCl3

est extrêmement toxique et peut entraîner une dépression du système nerveux central et des effets cardiaques (Templin et al., 1996b). Tel que démontré par des études effectuées sur des rats et des souris, une exposition respiratoire ou orale peut conduire à une toxicité rénale et hépatique, de même qu’à des lésions de l’épithélium nasal. Chez les rats, une concentration inhalée de 10 ppm de CHCl3 correspond au niveau pour lequel aucun effet

n’est observé (NOAEL – no observed adverse effect level) au niveau hépatique. Une dose de 300 ppm inhalée est associée à des effets toxiques hépatiques, tandis que des lésions

à l’épithélium nasal sont observées à des concentrations plus faibles (à partir de 10 ppm) (Larson et al., 1996; Templin et al., 1996b; Templin, Jamison, Sprankle, Wolf, & Wong, 1996a). Par ailleurs, Jorgenson, Melerhenry, Rushbrook, Bull, et Robinson (1985) ont démontré qu’une exposition au CHCl3 via l’eau consommée à des concentrations

supérieures à 400 mg\L induit une augmentation de l’incidence de tumeurs rénales chez les rats. Toutefois, la littérature n’a pas démontré d’effet sur le système reproducteur ni d’effet tératogène.

Toxicité chez l’humain

L’hypothèse d’un lien entre la présence d’irritation des yeux et de la peau chez des nageurs et le contact avec l’eau de piscine traitée au chlore fut initialement proposée par Mood en 1953. L’auteur émit l’hypothèse que la combinaison de chlore et d’ammoniac pouvait mener à une irritation des yeux, ce qui fut confirmé par la suite. Dans la présente partie, nous verrons d’abord la toxicité aiguë des sous-produits de la chloration, puis leur toxicité chronique chez l’humain. Nous effectuerons également un survol de la cancérogénicité, de la génotoxicité et de la mutagénicité des sous-produits, puis de la toxicité sur la reproduction et de la tératogénicité.

Toxicité aiguë

Les premières évidences que l’environnement des piscines pouvait être toxique pour la santé respiratoire sont parvenues de rapports de cas faisant état d’intoxication aiguë à la suite d’une exposition accidentelle au chlore (Agabiti et al., 2001; Bonetto et al., 2006; Martinez & Long, 1995; Parimon, Kanne, & Pierson, 2004). Les effets d’une exposition aiguë à des doses élevées de Cl2 résultant d’explosions, de fuites ou d’un système de

désinfection défectueux sont maintenant bien connus. Les manifestations dépendent de l’intensité et de la durée de l’exposition. Les victimes peuvent présenter des symptômes d’irritation tels qu’un larmoiement transitoire, de la toux, un mal de gorge, une oppression thoracique et de la dyspnée, de même qu’une inflammation des voies respiratoires, des dommages à l’épithélium pulmonaire et une diminution de la fonction respiratoire (Bernard, 2011). Dans les cas les plus sévères, un œdème laryngé, des crises d’asthme, des brûlu- res chimiques des muqueuses des voies respiratoires supérieures et inférieures et une pneumonie chimique, nommée pneumonite, peuvent survenir (Das & Blanc, 1993). Par ail- leurs, une exposition accidentelle au Cl2 ou au NCl3 peut mener à un syndrome d’irritation

bronchique aiguë -- Reactive Airways Dysfunction Syndrome ou RADS -- causé par la destruction de l’épithélium bronchique ainsi que par la libération de médiateurs de l’inflam-

mation et de l’activation directe des voies de l’inflammation (Rosenberg, 2000). Dans la plupart des cas, les dommages pulmonaires sont causés par le Cl2, mais des cas dus à

une exposition aiguë aux chloramines dans des piscines insuffisamment ventilées ont éga- lement été rapportés aux États-Unis (Bernard, 2011). Des cas d’atteinte pulmonaire aiguë suite à des expositions accidentelles à des désinfectants ou à des agents de nettoyage contenant du chlore ont été rapportés par divers auteurs (Karnak, Tanyel, Buyukpamukou, & Hicsonmez, 1996; Martinez et Long, 1995; Tanen, Graeme, & Raschke, 1999). Les dommages pulmonaires observés à la suite d’accidents sont habituellement transitoires et la fonction pulmonaire guérit entièrement en quelques semaines. Toutefois, l’inflammation des voies respiratoires peut persister durant plusieurs mois (Bonetto et al., 2006).

Le Service du répertoire toxicologique de la CSST (Gouvernement du Québec, 2000) a rapporté les valeurs suivantes sur les effets du Cl2 selon la concentration dans l’air :

Tableau 3 Relation dose-effets du chlore gazeux (Cl

)

Référence : Gouvernement du Québec (2000)

En outre, l’exposition aiguë au NCl3 est associée à une irritation des yeux ainsi qu’à des

symptômes respiratoires hauts dans la population générale et chez les travailleurs (Bonvallot et al., 2010). Le NCl3 et des dérivés chlorés peuvent se retrouver dans l’air de

2 _{VEMP : valeur d’exposition moyenne pondérée}

VECD : valeur d’exposition de courte durée DIVS : danger immédiat pour la vie et la santé

certaines installations industrielles. Sanderson, Weber, et Echt (1995) ont noté la présence d’irritation oculaire et d’irritation des voies respiratoires supérieures (VRS) chez 90% des 340 travailleurs d’une usine de transformation de volaille potentiellement exposés au NCl3 et à des dérivés chlorés présents dans l’air. Cependant, aucune mesure

de NCl3 ne fut effectuée, rendant impossible l’établissement d’une relation dose-réponse

ou d’une association temporelle. Également, Hery et al. (1998) ont rapporté des symptômes oculaires et respiratoires hauts chez des travailleurs d’une usine de traitement de salades vertes, sans toutefois être en mesure de préciser avec exactitude à quel irritant les travailleurs étaient exposés. Finalement, King et al. (2006) ont démontré que les employés d’une usine de transformation de volaille plus exposés au NCl3 et au chlore,

selon leur zone de travail, avaient plus de symptômes tels que des sibilances, de la toux et un écoulement du nez, en comparaison aux travailleurs moins exposés de la même usine.

Toxicité chronique

Les études ont démontré que le NCl3, compte tenu du fait qu’il est peu soluble dans l’eau,

peut pénétrer aisément les voies respiratoires inférieures (VRI) des nageurs. Des dommages aux cellules bronchiolaires non-ciliées de Clara peuvent être causés en raison de la perméabilité de l’épithélium pulmonaire. Ceci peut donc entraîner une dysfonction ainsi que des effets secondaires lors d’une exposition continue au NCl3 (Bernard,

Carbonnelle, de Burbure, Michel, & Nickmilder, 2006; Bernard et al., 2003; Lagerkvist et al., 2004). Quelques auteurs ont démontré que le temps passé dans une piscine chlorée pouvait causer des changements dans la fonction pulmonaire et augmenter le risque d’asthme (Bernard et al., 2003, 2006; Jacobs et al., 2007). En contrepartie, une autre étude menée par Massin et al. (1998) n’a pas démontré cet effet. Ceci pourrait être attribuable au fait que l’asthme est une maladie multifactorielle et qu’il est difficile d’établir une association avec des facteurs de risque spécifiques (Bonvallot et al., 2010).

Divers mécanismes ont été proposés pour expliquer les dommages respiratoires en lien avec l’exposition aux piscines chlorées. Nous retrouvons l’inflammation des voies respiratoires (Bonetto et al., 2006; Grasemann, Tschiedel, Groch, Klepper, & Ratjen, 2007; Moreira et al., 2008; Perderson et al., 2009), le stress oxydatif (Varraso et al., 2002) et l’hyperperméabilité de l’épithélium pulmonaire (Bonetto et al., 2006; Carbonnelle et al., 2002, 2008).

Le fait de se trouver dans l’enceinte d’une piscine chlorée induit une perturbation rapide et transitoire de l’épithélium des voies respiratoires chez les nageurs récréatifs et de haut niveau ainsi que chez les enfants et le personnel de piscine, sans nécessairement mener à un développement concomitant de symptômes d’asthme (Carbonnelle et al., 2002). Une sensibilisation aux allergènes peut possiblement survenir à la suite d’inhalations répétées de sous-produits de la chloration, compte tenu de la survenue de changements structurels dans l’épithélium pulmonaire. Ces changements permettraient aux allergènes d’accéder plus facilement aux cellules présentatrices d’antigènes (Bernard, 2007). Par ailleurs, Tatsumi et Fliss (1994) ont démontré que les sous-produits de la chloration peuvent agir comme adjuvants chimiques et faciliter le passage d’allergènes à travers la barrière épithéliale en détruisant les jonctions cellulaires. Une augmentation de la perméabilité épithéliale peut alors survenir, comme en témoigne une élévation des niveaux sériques de surfactant associé aux protéines A et B (Carbonnelle et al., 2002). Ainsi, en conséquence à une exposition répétée aux sous-produits, il est théoriquement possible de développer des allergies, de l’hyperréactivité bronchique, de l’asthme ainsi que d’autres troubles des voies respiratoires.

Cancérogénicité, génotoxicité et mutagénicité

Bien que des différences existent entre l’eau de consommation et l’eau des piscines au regard de la présence des sous-produits de désinfection et de la voie d’exposition à ces derniers, Richardson et al. (2010) ont démontré que les deux types d’eau possèdent une mutagénicité équivalente. À notre connaissance, une seule étude concernant spécifiquement la génotoxicité de l’eau des piscines est disponible dans la littérature. Il s’agit de l’étude de Kogevinas et al. (2010) qui démontre que la génotoxicité semble être augmentée et associée avec les THM bromés, mais pas avec le CHCl3. En effet, les

auteurs ont mis en évidence une augmentation significative (β3 _{= 5,27 [1,80-8,75], p =}

0,004) de la mutagénicité urinaire après une exposition de 40 minutes dans une piscine chlorée, en association avec une concentration de CHBr3 expiré plus élevée.

Le Tableau 4 détaille les risques de cancérogénicité pour l’homme des principaux sous- produits de la chloration tels qu’évalués par le Centre international de la Recherche sur le Cancer (CIRC). À l’heure actuelle, de nombreux sous-produits, particulièrement ceux spécifiques à l’eau des piscines, ne peuvent pas être classés en raison du manque

3 _{Le coefficient β représente un changement du niveau du biomarqueur pour une différence de 1 μg/m}3 _{de THM mesuré}

d’études et d’information disponible. Le Tableau 5 explique la classification du CIRC. Brièvement, la classification est fondée sur une révision rigoureuse de la littérature scientifique menée par un groupe d’experts indépendants. Les données disponibles examinées portent sur les situations lors desquelles les humains sont exposés à un agent, sur les études épidémiologiques concernant la carcinogénicité chez l’humain, sur les études expérimentales évaluant la carcinogénicité chez les animaux et sur les études investiguant les mécanismes liés au développement du cancer (International agency for research on cancer, 2014).

Tableau 4 Évaluation du CIRC sur les risques de cancérogénicité pour

l'homme des sous-produits de la chloration

Légende: Ø ; pas de donnée disponible

Tableau 5 Classement du CIRC des risques de cancérogénicité chez l'homme

Référence : Centre international de Recherche sur le Cancer (2013)

Selon la littérature, le CHCl3 est potentiellement carcinogène chez l’humain. Les études

animales ont démontré une augmentation de l’incidence des tumeurs rénales et hépatiques. Ces tumeurs seraient produites uniquement lorsque le niveau d’exposition entraîne une cytotoxicité persistante et une hyperplasie régénérative secondaire. Cette prolifération de cellules continue mènerait probablement à une mutation cellulaire spontanée et, subséquemment, au développement de tumeur (Richardson et al., 2007; U.S. Environmental Protection Agency, 2001). Toutefois, les données sont insuffisantes pour établir une relation de cause à effet entre l’exposition au CHCl3 via l’eau de

consommation et un risque augmenté de cancer (Agency for toxic substances and disease registry, 1997; U.S. Environmental Protection Agency, 1998; World Health Organization, 2000). Par ailleurs, les études de génotoxicité ont démontré que les THM bromés étaient mutagènes après activation par l’enzyme gluthathione S-transferase theta (GSTT1-1) (DeMarini et al., 1997; Pegram, Andersen, Warren, Ross, & Claxton, 1997; Richardson et al., 2007; Zwiener et al., 2007).

Lévesque et al. (2000) ont évalué l’exposition au CHCl3 en piscine intérieure chez des

nageurs récréatifs et de compétition âgés de 11 à 20 ans, en relation avec le risque carcinogénique. À l’aide de mesures de concentrations de CHCl3 dans l’eau et dans l’air

ambiant ainsi que des mesures des niveaux de CHCl3 dans l’air alvéolaire des nageurs à

différents moments avant et pendant la séance d’entraînement, ils ont prédit que la concentration hépatique de métabolites de CHCl3 était au minimum de 10 000 fois

inférieure au niveau pour lequel aucun effet n’est observé pour les tumeurs du foie chez les animaux. Ceci indique que la marge de sécurité est en conséquent assez large pour les nageurs récréatifs et les nageurs de compétition. Toutefois, cette étude ne permet pas d’établir le risque potentiel associé à une exposition répétée au CHCl3 ou encore à

Plusieurs études ont démontré un lien entre la consommation d’eau chlorée et le cancer de la vessie (Cantor, et al., 1998; Cordier, et al., 1993; Hung, et al., 2005; King & Marrett, 1996; Koivusalo et al., 1998; Lynch, Woolson, & O'Gorman, 1989). Deux méta-analyses ont été effectuées avec les données de ces études. La première (Villanueva et al., 2004) a évalué le risque de cancer de la vessie selon l’exposition cumulative aux THM dans l’eau de consommation. L’analyse a démontré que l’exposition aux THM est associée à un excès du risque chez les hommes exposés, lorsque tous les niveaux d’exposition (µg\L) sont combinés (RC4 = 1,32; IC5 95% = 1,10-1,59) et que le risque croît lorsque l’exposition augmente. De même, la durée de l’exposition aux eaux de surface chlorées est associée à une augmentation du risque chez les hommes. Ainsi, pour une exposition de 30 à 40 ans, le RC est de 1,62 [1,21-2,16]. En contrepartie, selon les données, l’exposition aux THM chez les femmes n’est pas associée à un risque augmenté de cancer de la vessie (RC = 0,95 [0,76-1,20] pour une exposition aux THM moyenne > 1 µg\L). La seconde méta- analyse (Villanueva et al., 2006) a évalué le risque de cancer de la vessie associé à la consommation totale et spécifique de liquides. L’analyse a démontré une association entre la quantité totale de liquides consommés et une augmentation du risque de cancer de la vessie chez les hommes (RC = 1,09 [1,03-1,14] pour une augmentation de la consommation de liquides de 1 L\jour). Par ailleurs, une augmentation du risque est associée à la consommation d’eau du robinet chez les hommes (RC = 1,50 [1,21-1,88] pour une consommation > 2 L\jour en comparaison à ≤ 0,5 L\jour). Les données ne sont pas significatives chez les femmes. Par ailleurs, le risque populationnel de cancer de la vessie attribuable à l’exposition à l’eau chlorée serait entre 2 et 17% (U.S. Environmental Protection Agency, 1999).

Également, Villanueva et al. (2007) ont démontré une relation entre l’exposition à l’eau chlorée via différents moyens d’exposition (ingestion, douche, bain, natation en piscine) et le cancer de la vessie. Les auteurs ont calculé un RC de 2,10 [1,09-4,02] pour une exposition à long terme à des niveaux de THM domestiques moyens > 49 µg\L en comparaison à un niveau moyen ≤ 8 µg\L. Ils ont également trouvé un risque augmenté de cancer de la vessie chez des nageurs en comparaison avec des sujets non-nageurs (RC = 1,57 [1,18-2,09]).

4 _{RC = rapport de cote}

Actuellement, les données sont non concluantes au regard de l’association entre la consommation d’eau chlorée et les cancers colorectaux. Quelques études ont démontré une association entre les sous-produits de la chloration et le cancer du côlon (Cragle, Shy, Struba, & Siff, 1985; Doyle et al., 1997; Kanarek & Young, 1982; King, Marrett, & Woolcott, 2000; Young, Kanarek, & Tsiatis, 1981), tandis que d’autres n’ont pas démontré d’association (Hildesheim, et al., 1998; Vinceti et al., 2004; Wilkins & Comstock, 1981; Young, Wolf, & Kanarek, 1987). Par ailleurs, des études ont démontré une association avec le cancer rectal (Alavanja, Goldstein, & Susser, 1978; Gottlieb, Carr, & Clarkson, 1982; Hildesheim et al., 1998), et d’autres non (Bove, Rogerson, & Vena, 2007; Doyle, et al., 1997; Kanarek & Young, 1982; King et al., 2000; Vinceti et al., 2004; Wilkins & Comstock, 1981; Young et al., 1981).

La vaste majorité des études épidémiologiques concernant le cancer ne s’intéresse pas à l’exposition en piscine. Seule l’étude de Villanueva et al. (2007) a examiné le lien entre le cancer de la vessie et la fréquentation de piscines. Les auteurs ont rapporté un risque augmenté de ce type de cancer chez les personnes ayant fréquenté une piscine en comparaison à celles n’ayant pas fréquenté ce milieu (RC = 1,57 [1,18-2,09]).

Les études portant sur l’association entre l’exposition à l’eau des piscines et les cancers sont difficiles à interpréter, en ce sens qu’elles ne prennent pas en compte les expositions à long terme aux sous-produits de désinfection et qu’il existe un manque d’information sur la génotoxicité et la carcinogénicité du mélange des sous-produits dans les piscines. De surcroît, il est difficile de différencier l’exposition résultant du contact avec l’eau de piscine des autres sources d’exposition à de l’eau chlorée.

Toxicité de la reproduction et tératogénicité

À l’heure actuelle, la littérature n’a pas fourni de données spécifiques concernant la toxicité sur la reproduction et sur la tératogénicité pour le NCl3 (Florentin et al., 2011). Une

méta-analyse a conclu qu’il y avait peu ou pas d’évidences d’une association entre la concentration totale de THM et des conséquences défavorables reliées à la croissance fœtale et à la prématurité (Grellier et al., 2010). Également, une autre méta-analyse récente a démontré qu’il y avait peu d’évidences que l’exposition aux sous-produits de la chloration était associée à des anomalies congénitales (Nieuwenhuijsen et al., 2009). En contrepartie, une étude a démontré un risque augmenté de bébés de petit poids à la

naissance avec une exposition orale à des concentrations de THM ou d’AHA dans l’eau de consommation qui dépassent les standards recommandés (Levallois et al., 2012).

Effets respiratoires des sous-produits de la chloration en piscine

Dans cette section, nous ferons le point sur ce qui est connu des effets sur le système respiratoire des sous-produits de la chloration présents dans les piscines. Celle-ci sera divisée en trois parties, correspondant chacune à une population particulière : les nageurs de compétition, les bébés ainsi que les enfants et les travailleurs de piscine. Nous nous attarderons plus longuement à cette dernière population, car il s’agit de la population à l’étude dans le présent mémoire.

Nageurs de compétition

Parmi les populations exposées, nous retrouvons d’abord les nageurs. Notons que cette population est exposée à la fois aux substances contenues dans l’eau et à celles qui éclaboussent ou s’évaporent dans l’air ambiant des piscines (Parrat et al., 2012). Des études effectuées auprès de nageurs de haut niveau ont été parmi les premières à suggérer que l’atmosphère chlorée des piscines pouvait potentiellement être dommageable pour les poumons en causant de l’hyperréactivité bronchique (HRB), de l’inflammation des voies respiratoires et possiblement en augmentant le risque d’asthme (Helenius et al., 1998, 2002; Helenius & Haahtela, 2000; Langdeau & Boulet, 2001). Il est maintenant reconnu que l’HRB, testée à l’aide de divers tests de provocation, est