En fait, les méthodes de prétraitement provoquent des changements des caractéristiques physico-
chimiques des boues et améliorent ainsi la biodisponibilité de composés organiques. Également, le
prétraitement dégrade des composés toxiques et réfractaires et les convertit en molécules facilement
biodégradables. Par conséquent, le DEHP des boues peut être transformé et devenir plus
biodisponible lors d'un traitement biologique subséquent. Les ultrasons et les procédés d'oxydation
avancée, ont été appliqués pour la dégradation du DEHP lors du traitement de l'eau portable et des
eaux usées<fnref n="329" />,<fnref n="330" />. Pour ces raisons, il est possible que l'application des procédés de prétraitement
avant la bioconversion des boues pour la production de boues à valeur ajoutée soit efficace sur la
détoxification et l'élimination du DEHP.

A8-2-Post-traitement pour l'élimination des phtalates

Le respect des normes de rejets aqueux industriels imposées par la directive cadre sur l'eau concernant les micropolluants, et notamment les phtalates, nécessite la mise au point de procédés de traitement garantissant le respect de ces normes. L'étude d'un procédé basé sur le couplage ozone/charbon actif<fnref n="331" /> a mis en évidence l'efficacité de ce couplage pour l'élimination des phtalates selon plusieurs critères : cinétique d'élimination des polluants cibles, évolution de la minéralisation et de la toxicité au cours du traitement. La comparaison des résultats obtenus avec ceux de méthodes classiques (ozonation et adsorption seules) a mis en évidence le fort potentiel du couplage ozone/charbon actif, qui permet d'obtenir une élimination rapide des polluants ainsi qu'une minéralisation et une détoxification avancées dans toutes les conditions expérimentales testées. Il a aussi été montré que ce matériau joue un rôle d'initiateur et de promoteur de radicaux libres (les réactions sont très majoritairement de nature radicalaire) ainsi que de support réactionnel. Enfin, cette étude a montré qu'une régénération in situ du matériau, économiquement très intéressante, pourrait être obtenue au cours du traitement. Notons toutefois que cette méthode a été optimisée sur des eaux à potabiliser et non sur des eaux de sortie de STEP.

<footnote n="329">³²⁹ Psillakis S., Mantzavinos D., and Kalogeraki N., 2004. Monitoring the sonochemical degradation of phthalate esters in water using solid-phase microextraction. Chemosphere 54,949-957.</footnote>

<footnote n="330">³³⁰ Chen C., Wu P., Chung Y.-C., 2009. Coupled biological and photo-Fenton pretreatment system for the removal of di-(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) from water. Bioresource Technology 100, 4531-4534.</footnote>

<footnote n="331">³³¹ Tatianne Ferreira de Oliveira, Olivier Chedeville, Henri Fauduet, Benoît Cagnon, Use of Ozone/activated carbon coupling to remove diethyl phthalate from water: influence of activated carbon textural and chemical properties, Desalination 276 (1, 3), 359-365, 2011.</footnote>
# Annexe 9 : Fiches toxicologiques

Nom de la substance : dipentyl phtalate (DPeP)

Numéro EINECS : 205-017-9

Numéro CAS : 131-18-0

Formule moléculaire : C₁₈H₂₆O₄

Le DPeP a été identifié comme substance répondant aux critères de l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

<figure><img src="image_49.png" /></figure>

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

Dans l'Union Européenne, le DPeP est principalement utilisé comme plastifiant du PVC. Une étude récente souligne son utilisation comme plastifiant de la nitrocellulose (Silva et al. 2011).

Selon les informations disponibles, son usage reste limité. Le bureau européen des substances chimiques (ECB) a classé le DPeP comme LPVC<fnref n="332" />. Aucune information supplémentaire n'est disponible.

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

L'absorption du DPeP n'est pas documentée. Suite à une exposition orale, le DPeP est rapidement métabolisé dans l'organisme en son monoester correspondant par des estérases non spécifiques de la muqueuse intestinale et dans d'autres tissus. Le DPeP est supposé suivre les voies métaboliques communes aux autres phtalates.

Récemment, des travaux ont été menés afin d'étudier le métabolisme du DPeP après administration orale d'une dose unique de 500 mg/kg pc<fnref n="333" /> chez des rates. Les urines et le sérum ont été analysées 24h et 48h après l'exposition. Au total 8 métabolites ont été identifiés, dont 6 par le biais de leur motif de fragmentation en spectrométrie de masse. Le métabolite urinaire majoritaire était le mono(4-hydroxypentyl) phthalate (MHPP), métabolite secondaire issue de l'oxydation en ω-1 du monoester. Une grande partie a été éliminée dans les urines durant les premières 24h. Quelques métabolites ont également été détectés dans le sérum, mais les concentrations étaient beaucoup plus faibles (Solís et al. 2011).

<figure><img src="image_50.png" /></figure>

### Métabolites identifiés dans les urines chez le rat

#### Toxicité aiguë

Aucune donnée disponible.

#### Génotoxicité et mutagénicité

Aucune donnée disponible.

#### Cancérogénicité

Aucune donnée disponible.

#### Toxicité à doses répétées

Aucune donnée disponible.

#### Reprotoxicité

L'exposition orale au DPeP à des concentrations élevées pendant la grossesse provoque des malformations de l'appareil génital chez le rongeur mâle (Liu et al. 2005 ; Howdeshell et al. 2008). Ces effets ont été corrélés à une diminution de la production de testostérone dans les testicules. Parmi les 6 phtalates testés, dont le DEHP, le DPeP était le composé le plus puissant (ED50 = 130 mg/kg/jour).

Les effets associés au DPeP sont une atrophie des testicules et une atteinte à la fertilité. Dans une étude comparative dans laquelle des rats ont été exposés à une dose orale de 2100

<footnote n="332">³³² LPVC (Low Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 10 tonnes/an</footnote>

<footnote n="333">³³³ pc : poids corporel</footnote>
mg/kg/jour pendant 4 jours, le DPeP a causé la plus sévère des atrophies testiculaires parmi les 8 phtalates testés. Ces effets seraient induits par une diminution du taux des cytochromes P450 dans les testicules. Une NOAEL de 760 mg/kg/jour pour la reproduction a été établie par le NTP (National Toxicology Program), sur la base d'une diminution significative de la fertilité des souris (nombre de portées et nombre de nouveo-nées vivants). Aux doses plus élevées, une inhibition totale de la fertilité a été constatée.

Une étude plus récente a révélé une réduction de la distance anogénitale chez les fœtus mâles exposés in utero (J12-J19³³⁴) à 500 mg DPeP/kg/jour. Chez le rat, la NOAEL pour la reproduction et la toxicité maternelle est fixée à 200 mg/kg/jour. Les effets associés sont des changements importants dans le gain de poids maternel, du nombre de fœtus vivants, du taux de résorptions et de mortalité fœtale. La dose effective inhibant 50% de la production de testostérone fœtale est estimée à 130 mg/kg/jour.

## Toxicité des métabolites

Aucune donné disponible.

## Perturbation endocrinienne

L'activité anti-androgénique du DPeP a été mise en évidence suite à l'analyse de l'expression globale des gènes localisés dans les testicules des fœtus chez le rat exposé in utero. Sur les 30 000 gènes étudiés, l'expression de 391 gènes a été modifiée de façon significative suite à l'exposition de certains phtalates, dont le DPeP (Liu et al. 2005).

Récemment, il a été montré que le DPeP serait environ 8 fois plus puissant que le DEHP dans la réduction de la production de testostérone chez le fœtus et de 2 à 3 fois plus puissant dans le développement de malformations post-natales précoce de l'appareil reproducteur mâle (Hannas et al. 2011). Les mêmes auteurs soutiennent que ces malformations seraient dues à des perturbations de l'expression de gènes impliqués dans la stéroïdogenèse et du gène *Insl3* (Hannas et al. 2012).

## Références

Annex XV Report - Proposal for identification of a substance as a category 1A or 1B, PBT, vPvB or a substance of an equivalent level of concern, Substance Name: dipentyl phthalate (DPP) EC Number(s): 205-017-9 CAS Number(s): 131-18-0
(http://echa.europa.eu/documents/10162/13638/annex_xv_svhc_ec_205-017-9_dpp_en.pdf)

Hannas BR, Lambright CS, Furr J, Evans N, Foster PM, Gray LE, Wilson VS. Genomic biomarkers of phthalate-induced male reproductive developmental toxicity: A targeted RT-PCR array approach for defining relative potency. Toxicol Sci. 2011 Nov 22.

Hannas et al. 2011. Dipentyl Phthalate Dosing during Sexual Differentiation Disrupts Fetal Testis Function and Postnatal Development of the Male Sprague-Dawley Rat with Greater Relative Potency than Other Phthalates. Toxicological Sciences. Vol. 120 Issue 1, 184-193

Hannas et al. 2012. Genomic biomarkers of phthalate-induced male reproductive developmental toxicity: a targeted RT-PCR array approach for defining relative potency. Toxicological Sciences. Vol. 125 Issue 2, 544-557

Howdeshell K.L., Wilson V.S., Furr J., Lambright C.R., Rider C.V., Blystone C.R., Hotchkiss A.K., Gray L.E. 2008. A mixture of five phthalate esters inhibits fetal testicular testosterone production in the sprague-dawley rat in a cumulative, dose-additive manner. Toxicol. Sci., 105, pp. 153-165

Liu K.J., Lehmann K.P., Sar M., Young S.S., Gaido K.W. 2005. Gene expression profiling following in utero exposure to phthalate esters reveals new gene targets in the etiology of testicular dysgenesis. Biol. Reprod., 73, pp. 180-192

Silva MJ, Furr J, Samandar E, Preau JL Jr, Gray LE, Needham LL, Calafat AM. Urinary and serum metabolites of di-n-pentyl phthalate in rats. Chemosphere. 2011 Jan;82(3):431-6. Epub 2010 Oct 15.

<footnote n="334">³³⁴ Exposition du 12ème au 19ème jour de gestation</footnote>
Nom de la substance : N-pentyl-isopentyl phthalate

Numéro EINECS : -
Numéro CAS : 776297-69-9
Formule moléculaire : C₁₈H₂₆O₄

<figure><img src="image_51.png" /></figure>

Le n-pentyl-isopentyl phtalate est proposée pour l'identification comme substance répondant aux critères énoncés à l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

En raison de ses propriétés physico-chimiques semblables à d'autres phtalates de longueur de chaîne carbonée de C4 à C6 (ex. DBP, DIPP), les phtalates de pentyle peuvent être utilisés comme plastifiants dans les matériaux plastiques.

Aucune information n'a été trouvée concernant les volumes annuels d'importation et/ou d'exportation dans l'Union Européenne.

La substance n'a pas été signalée par l'industrie comme HPVC<fnref n="335" /> ou LPVC<fnref n="336" /> selon l'agence européenne d'information sur les substances chimiques (ESIS). Par conséquent, on peut supposer que le n-pentyl-isopentyl phtalate n'est pas produit ou mis sur le marché à plus de 1 tonne/an.

## TOXICOLOGIE

Aucune information n'a été trouvée pour ce phtalate.

Le n-pentyl-isopentyl phtalate ne figure actuellement sur aucun enregistrement. Ce composé a été classé comme toxique pour la reproduction sur la base de ses propriétés toxiques inhérentes.

Malgré l'absence de données animales, le n-pentyl-isopentyl phtalate a été classé comme reprotoxique de catégorie 1B. Cette classification repose sur des références croisées à partir d'autres phtalates possédant une structure chimique similaire, et pour lesquels il existe des données cohérentes.

### Métabolisme

Aucune donnée disponible.

### Toxicité aigüe

Aucune donnée disponible.

### Génotoxicité et mutagénicité

Aucune donnée disponible.

### Cancérogénicité

Aucune donnée disponible.

### Toxicité après administration réitérée

Aucune donnée disponible.

### Reprotoxicité

Aucune donnée disponible.

### Toxicité des métabolites

Aucune donnée disponible.

### Perturbation endocrinienne

Aucune donnée disponible.

## Références

Annex XV dossier - PROPOSAL FOR IDENTIFICATION OF A SUBSTANCE AS A CMR CAT 1A OR 1B, PBT, vPvB OR A SUBSTANCE OF AN EQUIVALENT LEVEL OF CONCERN. Substance Name(s): *n-Pentyl-isopentyl phthalate* EC Number(s): - CAS Number(s): 776297-69-9 (http://echa.europa.eu/documents/10162/13638/SVHC_ACCCHECK AXVR EP_pub_CAS776297-69-9_n-Pentyl-isopentyl_phthalate_en.pdf)

<footnote n="335">³³⁵ HPVC (High Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 1000 tonnes/an</footnote>

<footnote n="336">³³⁶ LPVC (Low Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 10 tonnes/an</footnote>
<figure><img src="image_52.png" /></figure>

Le DIPP a été identifié comme substance répondant aux critères énoncés à l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

Le DIPP est utilisé dans la fabrication et le revêtement de propergols à base de nitrocellulose et d'explosifs où il permet, d'une part, de réduire le risque de fragilisation à basse température, et d'autre part, de réguler la vitesse de combustion. Le DIPP peut également être employé comme plastifiant du PVC ou d'autres polymères, en raison de ses similitudes structurelles et physico-chimiques avec d'autres phtalates de bas poids moléculaires (C4-C6).

Dans l'Union Européenne, l'industrie n'a pas classé le DIPP comme HPVC<fnref n="337" /> ou LPVC<fnref n="338" />. On estime les volumes importés sur le marché européen entre 10 et 1000 tonnes/an. En l'absence de données d'enregistrement, les volumes de production du DIPP sont estimés inférieurs à 1 tonne/an.

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

Le métabolisme du DIPP n'est pas documenté.

Néanmoins, du fait de ses similitudes structurelles avec le diisobutyle de phtalate (DIBP), un bon potentiel de pénétration cutanée est attendu. L'absorption par le tractus gastro-intestinal est étayée par des effets systémiques observés au cours des expérimentations animales menées par Hellwig et al. (1997).

Bien qu'il n'y ait pas de données, le DIPP suit probablement les voies métaboliques classiques par analogie avec d'autres phtalates à chaine moyenne.

### Toxicité aiguë

Aucune donnée disponible.

### Génotoxicité et mutagénicité

Aucune donnée disponible.

### Cancérogénicité

Aucune donnée disponible.

### Toxicité par administration réitrérée

Aucune donnée disponible.

### Reprotoxicité

Aucune étude de reproduction n'a été trouvée.

Toutefois, des effets systémiques ont été observés chez le rat exposés oralement au DIPP en mélange avec le di-n-pentyl phtalate. A la plus forte dose testée (1000 mg/kg), un taux de résorption faotale de 100% a été observé, ainsi qu'une augmentation du poids du foie et une réduction du gain pondéral chez les mères (Hellwig et al. 1997).

### Toxicité des métabolites

Aucune donnée disponible.

### Perturbation endocrinienne

Aucune donnée disponible.

### Références

Annex XV dossier. PROPOSAL FOR IDENTIFICATION OF A SUBSTANCE AS A CMR CAT 1A OR 1B, PBT, vPvB OR A SUBSTANCE OF AN EQUIVALENT LEVEL OF CONCERN. Substance Name(s): Diisopentylphthalate (DIPP)

http://www.echa.europa.eu/documents/10162/b33d9431-e823-43fd-bf4bd554b6aef968

Hellwig J., Freudenberger H., Jäckh R. Differential prenatal toxicity of branched phthalate esters in rats. Food ChemToxicol.May; 35(5):501-12, 1997

<footnote n="337">³³⁷ HPVC (High Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 1000 tonnes/an</footnote>

<footnote n="338">³³⁸ LPVC (Low Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 10 tonnes/an</footnote>
Nom de la substance : Bis(2-méthoxyéthyle) phtalate (DMEP)

Numéro EINECS : 204-212-6

Numéro CAS : 117-82-8

Formule moléculaire : C₁₄H₁₈O₆

Le DMEP a été identifié comme substance répondant aux critères énoncés à l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

<figure><img src="image_53.png" /></figure>

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

Le DMEP est généralement utilisé comme plastifiant dans la production de polymères destinés à l'emballage des aliments et des boissons (ex. nitrocellulose, acétate de cellulose, polyacétate de vinyle, polychlorure de vinyle et polychlorure de vinylidène). Dans l'acétate de cellulose, le DMEP améliore la durabilité et la dureté du polymère qui trouve ses applications dans les fils laqués, les films, les vernis hauteurésistance et les adhésifs. On signale également des usages comme solvant et dans les pesticides à l'échelle internationale.

Le DMEP n'a pas été enregistré. Il est tout de même présent dans la base de données des produits chimiques (Chemical Book, 2011) et est proposé à la vente par neuf fournisseurs établis dans l'UE. Cependant, aucune information ne permet de dire si le DMEP est encore aujourd'hui utilisé dans les produits mis sur le marché européen.

Le Bureau européen des produits chimiques a classé le DMEP comme LPVC<fnref n="339" />.

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

Chez l'animal, le DMEP est rapidement hydrolysé en mono(2-méthoxyéthyle) phthalate (MMEP) et 2-méthoxyéthanol (2-ME). L'oxydation du 2-ME produit de l'acide méthoxyacétique qui est tératogène (Brown and al. 1984). Chez le rat, le DMEP et ses métabolites peuvent traverser la barrière placentaire (INRS, 2010).

### Toxicité aigüe

Les données obtenues sur les animaux de laboratoire indiquent une faible toxicité aigüe.

<table><thead><tr><td>Voie d'absorption</td><td>Espèce</td><td>DL50/DC50</td></tr></thead><tbody><tr><td>Orale</td><td>Rat</td><td>3200-6400 mg/kg pc</td></tr><tr><td>Orale</td><td>Rat</td><td>> 4400 mg/kg pc</td></tr><tr><td>Orale</td><td>Souris</td><td>3200-6400 mg/kg pc</td></tr><tr><td>Orale</td><td>Cochon de Guinée</td><td>1600-3200 mg/kg pc</td></tr><tr><td>Cutanée</td><td>Cochon de Guinée</td><td>> 1171 mg/kg pc</td></tr><tr><td>Inhalation (6h)</td><td>Rat</td><td>> 770-1595 ppm</td></tr></tbody></table>

Source : USEPA(1985)

### Génotoxicité et mutagénicité

Un essai de dominance létale a été réalisé chez la souris. Les résultats positifs suggèrent de potentiels effets mutagènes du phtalate sur les cellules germinales. Le test d'Ames sur la souche TA98 de Salmonella typhimurium s'est également révélé positif en l'absence d'activation métabolique. Des résultats négatifs ont cependant été obtenus pour S. typhimurium (souche TA100) avec ou sans activation métabolique et pour la souche TA98 avec activation métabolique (NTP, 1993).

Cependant les données sont insuffisantes et ne permettent pas de conclure sur le potentiel génotoxique du DMEP.

### Cancérogénicité

Aucune donné disponible.

### Toxicité après administration réitérée

Une étude de 16 jours par gavage chez le rat, a montré à la plus faible dose (100 mg/kg pc<fnref n="340" />/jour), une diminution significative du taux d'hémoglobine et de l'hématocrite. A la plus forte dose (1000 mg/kg pc/jour), les auteurs ont noté une atrophie du thymus, des testicules et des tubes séminifères, une dégénérescence des spermatozoïdes dans les tubes séminifères et l'épididyme, ainsi que la présence de mégaspermatides.

### Reprotoxicité

Une NOAEL de 100 mg/kg pc/jour a été établi pour la reproduction à partir d'une étude chez le rat exposé par gavage. Les auteurs ont constaté une réduction significative du poids des testicules accompagnée d'une atrophie des tubes séminifères, d'une dégénérescence des spermatozoïdes et de l'apparition de mégaspermatides (1000 mg/kg pc/jour). Une étude complémentaire a montré une hausse significative du nombre de spermatozoïdes anormaux à des doses ≥ 1500 mg/kg pc, mais aucun effet à la dose de 1000 mg/kg pc. À noter qu'aucune de ces études ne répond aux lignes directrices de l'OCDE.

Les effets du DMEP sur le développement ont quant à eux uniquement été étudiés par voie intrapéritonéale. L'administration de DMEP a entraîné chez les rates une augmentation du nombre de résorptions et de morts fœtales, ainsi qu'une diminution du poids des fœtus. Plusieurs études ont montré l'apparition de malformations du squelette, du

<footnote n="339">³³⁹ LPVC (Low Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 10 tonnes/an</footnote>

<footnote n="340">³⁴⁰ pc : poids corporel</footnote>
cerveau, du cœur mais également des hydronéphroses ou des membres et queues raccourcis. Malgré le nombre limité d'études non standardisées, les résultats suggèrent que le DMEP a des effets embryotoxiques, fœtotoxiques et tératogènes chez le rat.

## Etude récente

Les effets sur le développement ont récemment été étudiés chez des rates exposés entre le 6ème et le 20ème jour de gestation au DMEP par gavage (Sabaté and al. 2011). Une augmentation significative des pertes post-implantation a été observée dès 150 mg/kg/jour. Une diminution marquée et dose-dépendante du poids fœtal et des malformations externes (atrésie anal, absence de queue, œdèmes) sont survenues à partir de 100 mg/kg/jour. Ces résultats confirment l'embryotoxicité et la tératogénicité du DMEP, à des doses ne produisant pas de toxicité maternelle manifeste.

## Toxicité des métabolites

Aucune donnée n'a été trouvée. Cependant, la tératogénicité de l'acide méthoxyacétique (métabolite secondaire du DMEP) est aujourd'hui bien connue, et une étude suggère que ce composé serait à l'origine des effets tératogènes associés au DMEP (Yonemoto et al. 1984).

## Perturbation endocrinienne

Aucune donnée disponible.

## Références

ANNEX XV – IDENTIFICATION OF DMEP AS SVHC (http://echa.europa.eu/documents/10162/13640/svhcijiavvrep_germany_cmr_b is2-methoxyethylphthalate_20110829_en.pdf)

Brown and al. 1984. The teratogenicity of methoxyacetic acid in the rat. Toxicology Letters, Volume 22, Issue 1, 93-100

Environnement Santé Canada (2009) Évaluation préalable pour le Défi concernant le phthalate de bis(2-méthoxyéthyle)

INRS (2010) Fiche Demeter n°DEM 004.

NICNAS, 2008. Existing Chemical Hazard Assessment Report. Substance: Bis(2-methoxyethyl) Phthalate

Sabaté and al. 2011. Prenatal developmental toxic effects of dimethoxyethyl phthalate in rats after oral administration. Toxicology Letters, Volume 205, 28, S252-S253

Singh and al. 1974 Mutagenic and antifertility sensitivities of mice to di-2-ethylhexyl phthalate (DEHP) and dimethoxyethyl phthalate (DMEP). Toxicology and Applied Pharmacology, Volume 29, Issue 1, 35-46

USEPA (1985) Chemical Hazard Information Profile (CHIP) Draft Report on Dimethoxyethyl Phthalate. Prepared by Oak Ridge National Laboratory Author-Smith JG under contract to US Environmental Protection Agency

Yonemoto et al. 1984. Effects of dimethoxyethyl phthalate, monomethoxyethyl phthalate, 2-methoxyethanol and methoxyacetic acid on post implantation rat embryos in culture. Toxicology Letters, Volume 21, Issue 1, 97-102
Nom de la substance : Di-n-hexyl phthalate (DnHP)

Numéro EINECS : 201-559-5

Numéro CAS : 84-75-3

Formule moléculaire : C₂₀H₃₀O₄

Le DnHP a été identifié comme substance répondant aux critères de l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

<figure><img src="image_54.png" /></figure>

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

Le DnHP est utilisé dans la fabrication de plastisols qui servent ensuite à la fabrication de pièces automobiles (filtre à air, batterie) et de produits moulés (manche d'outils, panier de lave-vaisselle). C'est également un composant mineur (< 1%) des mélanges de C6-C10 phtalates et peut constituer jusqu'à plus de 25% du diisohexyl phtalate (DiHP) commercial. Ces substances commerciales peuvent être ajoutées au PVC dans la fabrication de sols, bâches et couverture de cahier.

Dans l'Union Européenne, le DnHP n'a pas été classé comme LPVC<fnref n="341" /> ou HPVC<fnref n="342" />, et il n'existe aujourd'hui pas d'autres informations concernant les volumes annuels de production ou d'importation/exportation de cette substance en Europe. Les quantités mises sur le marché sont supposées inférieures à 100 tonnes/an.

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

Aucune donnée toxicocinétique n'est disponible concernant le DnHP. Une seule étude chez le rat a montré que le DnHP était lentement absorbé par voie cutanée, et qu'environ 18% de la dose appliquée était excrétée dans les urines dans les 7 jours. Par analogie avec les autres phtalates structurellement similaires, il est supposé que le DnHP est rapidement métabolisé en monohexyl phtalate (MnHP) et *n*-hexanol après absorption.

### Toxicité aigüe

Le DnHP a une faible toxicité aigüe chez les animaux de laboratoire exposés par voir orale et cutanée. Il n'existe aucune donnée par inhalation au DnHP.

<table><thead><tr><th>Voie d'absorption</th><th>Espèce</th><th>DL50/CL50</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td>Orale</td><td>Rat</td><td>29600 mg/kg pc<fnref n="343" /></td><td>RTECS (2006)</td></tr><tr><td>Cutanée</td><td>Lapin</td><td>> 20 mL/kg pc</td><td>RTECS (2006)</td></tr></tbody></table>

### Génotoxicité et mutagénicité

Plusieurs tests ont été réalisés sur bactéries (test d'Ames) ainsi qu'un test du micronoyau chez la souris. Tous se sont révélés négatifs. Le DnHP n'est ni mutagène ni génotoxique.

### Cancérogénicité

Aucune donnée n'est disponible pour le DnHP.

### Toxicité par administration réitérée

Les données sont très limitées. Seules deux études subaiguës ont évalués les effets systémiques du DnHP chez le rat. Les effets observés sont décrits dans le tableau ci-dessous :

<table><thead><tr><th></th><th>Dose</th><th>Effets critiques</th><th>Réf.</th></tr></thead><tbody><tr><td>Rats Wistar<br>3/groupe<br>21 jours</td><td>+/- 20000 ppm<br>dans l'aliment</td><td>Effets sur le foie (nécrose<br>centro-loblaire, modification<br>des tissus adipeux)</td><td>Mann et<br>al.<br>(1985)</td></tr><tr><td>Rats Wistar<br>4 mâles/groupe<br>3, 10, 21 jours</td><td>2% du régime<br>alimentaire</td><td>Augmentation de l'activité<br>de la glande thyroïdienne,<br>accumulation de gras dans<br>le foie</td><td>Hinton et<br>al.<br>(1986)</td></tr></tbody></table>

### Reprotoxicité

Le DnHP est un toxique puissant pour le développement et la reproduction chez le rat et la souris. L'appareil reproducteur mâle est la principale cible de cette toxicité.

Chez la souris, un impact sur la fertilité a été observé en lien avec une diminution dose-dépendante du nombre de couple capable de se reproduire, et une diminution du nombre de nouveau-nés vivants. Ces effets ont été constatés dès 430 mg/kg sans induire aucune toxicité chez les parents. A cette dose, aucun effet embryo-léthal n'a été observé, mettant en avant une altération de la fertilité.

Les paramètres spermatiques ainsi que l'histopathologie des testicules sont altérés. Cette toxicité testiculaire a également été montrée chez le rat suite à une exposition de 4 jours par gavage. Les résultats d'une étude *in vitro* suggèrent que la toxicité testiculaire résulterait en partie de dommages primaires causés aux cellules de Sertoli et qui conduiraient *in fine* au détachement des cellules germinales.

Les effets du DnHP sur le développement ont également été montrés chez le rat où une mortalité embryonnaire a constamment été observée dès 750 mg/kg/jour (J6-J20³⁴⁴) et 625 mg/kg/jour (J12-J20³⁴⁵). Parmi les effets dose-dépendants observés : un retard d'ossification et une augmentation de

<footnote n="341">³⁴¹ LPVC (Low Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 10 tonnes/an</footnote>

<footnote n="342">³⁴² HPVC (High Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 1000 tonnes/an</footnote>

<footnote n="343">³⁴³ pc : poids corporel</footnote>

<footnote n="344">³⁴⁴ J6-J20 : exposition du 6ème au 20ème jour de gestation</footnote>

<footnote n="345">³⁴⁵ J12-J20 : exposition du 12ème au 20ème jour de gestation</footnote>
l'incidence de variantes squelettiques dès 250 mg/kg/jour. Des doses plus élevées causaient des malformations et une baisse du poids du fœtus.

## Etudes récentes

Récemment, il a été démontré que l'exposition prénatale au DnHP provoquait des modifications permanentes et dose-dépendantes du développement du système reproducteur mâle chez le rat (Saillenfait et al. 2009). A partir de 125 mg/kg/jour, les descendants mâles présentent une réduction de la distance anogénitale et de graves malformations de l'appareil reproducteur ont été observées chez les jeunes adultes de sexe masculin (hypospadie, testicules sous-développés et cryptorchidie). Une dégénérescence des tubes séminifères a également été révélée par des analyses histopathologiques. Depuis peu, ces mêmes auteurs ont montré que le DnHP avait le même mode d'action que le DEHP en perturbant la synthèse des androgènes testiculaires chez le fœtus (Saillenfait et al. 2013).

Une autre étude a examiné les effets d'une exposition in utero au DnHP sur le développement de l'appareil reproducteur du rat mâle à différentes étapes de son développement (Ahbab et al. 2013). De nombreux effets ont été observés : tubules atrophiques et amorphes, débris cellulaires de la spermatogenèse, cellules apoptotiques, tubules adhérentes, vacuolisation des cellules de Sertoli, tubules atrophiques et néoplasies intraépithéliales de la prostate, et ce du stade pubère au stade adulte.

Ces effets ont été associés à une augmentation de l'immuno-expression de MIS/AMH dans les testicules, une diminution des niveaux de testostérone chez les rats pubères et une augmentation du nombre de spermatozoïdes anormaux. Par ailleurs, le diamètre des tubes séminifères et de l'épididyme était significativement plus faible. Le DnHP aurait donc des effets anti-androgéniques sur le développement reproducteur masculin avant et après la naissance.

## Toxicité des métabolites

Une seule étude a cité la capacité du monoester à interagir avec les récepteurs PPAR. Mais le DnHP n'était pas la cible de l'étude (Corton et Lapinskas, 2005).

## Perturbation endocrinienne

Plusieurs études ont suggéré une activité anti-androgénique du DnHP sur le développement de l'appareil reproducteur mâle (Hannas et al. 2011 ; Ahbab et al. 2013).

Récemment, il a été montré que le DnHP inhibait de manière dose-dépendante l'expression de plusieurs gènes nécessaires

au transport du cholestérol et à la synthèse des stéroïdes (R-B1, StAR, P450scc, 3βHSD et P450c17) (Saillenfait et al. 2013). La NOAEL associée à ces effets est de 5 mg/kg/jour.

## Références

Ahbab et al. 2013. Developmental effects of prenatal di-n-hexyl phthalate and dicyclohexyl phthalate exposure on reproductive tract of male rats: Postnatal outcomes. Food and Chemical Toxicology, Volume 51, 123-136

Corton et Lapinskas, 2005. Peroxisome Proliferator-Activated Receptors: Mediators of Phthalate Ester-Induced Effects in the Male Reproductive Tract? Toxicological Sciences vol. 83 no. 1, 4-17

Hannas BR, Lambright CS, Furr J, Evans N, Foster PM, Gray LE, Wilson VS. Genomic biomarkers of phthalate-induced male reproductive developmental toxicity: A targeted rtPCR array approach for defining relative potency. Toxicol Sci. 2011 Nov 22. [Epub ahead of print]

Hinton RH, Mitchell FE, Mann A, Chescoe D, Price SC, Nunn A, Grasso P, & Bridges JW (1986) Effects of phthalic acid esters on the liver and thyroid. Environ Health Perspect, 70:195-210

Kavlock and al. 2002. NTP Center for the Evaluation of Risks to Human Reproduction: phthalates expert panel report on the reproductive and developmental toxicity of di-n-hexyl phthalate. Reproductive Toxicology, Volume 16, Issue 5, 709-719

Mann AH, Price SC, Mitchell FE, Grasso P, Hinton RH, & Bridges JW (1985) Comparison of the short-term effects of di(2-ethylhexyl) phthalate, di(n-hexyl) phthalate, and di(n-octyl) phthalate in rats. Toxicol Appl Pharmacol, 77:116-132

NICNAS (2008) - Australia National Industrial Chemicals Notification and Assessment Scheme; Di-n-hexyl Phthalate. Existing Chemical Hazard Assessment Report. (http://www.nicnas.gov.au/__data/assets/pdf_file/0011/4979/DnHP-hazard-assessment.pdf)

Proposal for identification of a substance as a cmr 1a or 1b, pbt, vpvb or a substance of an equivalent level of concern Substance Name(s): Dihexyl phthalate EC Number(s): 201-559-5 CAS Number(s): 84-75-3 Submitted by: BAuA Federal Office for Chemicals (http://echa.europa.eu/documents/10162/13640/ec_201-559-5_dnhp_annex-xv_svhc_en.pdf)

RTECS (2006) Registry of Toxic Effects of Chemical Substances. Compiled by the National Institute for Occupational Safety and Health of the U.S. Department of Health and Human Services. Included in TOMES Plus(R) System published by Thomson Micromedex. Greenwood Village, Colorado (Accessed 2006).

Saillenfait et al. 2009. Effects of in utero exposure to di-n-hexyl phthalate on the reproductive development of the male rat. Reproductive Toxicology, Volume 28, Issue 4, 468-476

Saillenfait et al. 2013. Dose-dependent alterations in gene expression and testosterone production in fetal rat testis after exposure to di-n-hexyl phthalate. Journal of applied toxicology, volume 33, issue 9, 1027-1035
Nom de la substance : Benzyle butyle phtalate (BBP)

Numéro EINECS : 201-622-7

Numéro CAS : 85-68-7

Formule moléculaire : C₁₉H₂₀O₄

<figure><img src="image_55.png" /></figure>

Le BBP a été identifié comme substance répondant aux critères énoncés à l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

En 2004, l'utilisation de BBP dans l'Union Européenne s'élevait à 19 500 tonnes/an, contre 36 000 tonnes/an durant la période 1994-1997. Selon l'industrie, le déclin considérable de la consommation de BBP observé au cours de ces dernières années est lié à la classification de la substance selon la 29ème ATP<fnref n="346" /> (Directive substances).

Le BBP est principalement utilisé en tant que plastifiant du PVC (60% en 2004) dont 41% sont destinés aux revêtements de sol. On le retrouve également dans d'autres polymères employés à la production de mastics (polysulfure, polyuréthane, acrylique), d'adhésifs (polyacrylique, polyvinylacétate), de peintures (polyuréthane et polyacrylique), d'encres et de laques (acrylique, nitrocellulose, résine vinylique). Son utilisation dans les adhésifs, les cosmétiques et les emballages alimentaires a diminué au cours de ces dernières années.

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

Le BBP est métabolisé en monobutyl phtalate (MBuP) et monobenzyl phtalate (MBeP). Chez l'homme, le MBeP est le monoester majoritaire. La transformation peut se produire au niveau de la paroi intestinale et/ou du foie. Il n'y a pas de preuve d'une quelconque accumulation dans les tissus.

Les données humaines sont très limitées. Les informations disponibles indiquent une demi-vie inférieure à 24h. Dans l'évaluation du risque de l'ECB, une absorption de 100% est proposée pour la voie orale et l'inhalation, tandis que l'absorption par voie cutanée est fixée à 5%.

<figure><img src="image_56.png" /></figure>

Source : Nativelle et al. 1999

### Toxicité aiguë

La toxicité aiguë du BBP a été évaluée chez le rat, la souris et le lapin. Les DL50 obtenues sont présentées dans le tableau suivant :

<table><thead><tr><th></th><th>DL50 (mg/kg pc)</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="3"><strong>Voie orale (gavage)</strong></td></tr><tr><td>Rats SD<br>2-3/sexe/groupe</td><td>20400</td><td>Hammond et al. (1987)<br>Monsanto (1976)</td></tr><tr><td>Rats F344</td><td>2330</td><td>NTP (1982)</td></tr><tr><td>Souris B6C3F1</td><td>Femelle : 4170<br>Mâle : 6160</td><td>NTP (1982)</td></tr><tr><td colspan="3"><strong>Voie cutanée</strong></td></tr><tr><td>Rats</td><td>6700</td><td>Statsek (1974)</td></tr><tr><td>Lapin Nouvelle-Zélande<br>1-2/sexe/groupe</td><td>&gt; 10000</td><td>Hammond et al. (1987)<br>Monsanto (1976)</td></tr><tr><td colspan="3"><strong>Voie intrapéritonéale</strong></td></tr><tr><td>Souris AKR/JL<br>5/groupe</td><td>4000 - 5000</td><td>Monsanto (1983)<br>Robinson et Johannsen (1985)</td></tr><tr><td>Souris Swiss Webster</td><td>3,160 mg/kg.</td><td>Calley et al. (1966)</td></tr></tbody></table>

Les données chez l'animal indiquent une faible toxicité aiguë. Aucune information sur la toxicité aiguë du BBP après une exposition par inhalation n'a été identifiée.

<footnote n="346">³⁴⁶ ATP : adaptation au progrès technique
Etude RECORD n°13-0151/1A</footnote>
## Génotoxicité et mutagénicité

Plusieurs études de génotoxicité ont été conduites *in vitro* et *in vivo*. Les tests menés sur *Salmonella typhimurium* et des cellules de lymphome de souris se sont avérés négatifs. Aucune mutation létale récessive chez *Drosophila melanogaster* ou dominante chez la souris n'a été observée. Le BBP n'induit pas non plus d'échanges de chromatides sœurs (SCE) ni d'aberrations chromosomiques dans les cellules CHO de hamster. Des SCE ont toutefois été mis en évidence sur des cellules de la moelle osseuse de souris mais l'étude n'a pas été jugée de qualité suffisante.

Le BBP n'est donc pas considéré comme un composé génotoxique.

## Cancérogénicité

Le BBP a été testé pour la cancérogénicité par voie orale chez la souris et dans trois études réalisées sur des rats.

Aucune augmentation de l'incidence des tumeurs n'a été observée chez les souris. Une incidence légèrement accrue d'adénomes du pancréas et de papillome de la vesse a été constaté chez les rats femelles. Dans l'ensemble, le BBP est considéré comme une substance non cancérogène.

## Toxicité par administration réitrée

Des études subchroniques par exposition orale et inhalation sont disponibles chez le rat. Les effets rapportés sont une diminution du poids corporel, une altération des paramètres hématologiques, ainsi que des dommages aux testicules, l'épididyme, la prostate, le foie, les reins, la rate et le pancréas. Deux autres études ont également été menées sur des souris et des chiens où seule une réduction du poids corporel a été observée.

Deux études ont été retenues pour l'évaluation du risque du BBP. Les NOAEL sont décrites dans le tableau suivant :

<table><thead><tr><th></th><th>Dose critique</th><th>Effets critiques</th><th>Etude pivot</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Voir orale</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rats Wistar<br>10/sexe/groupe<br>3 mois</td><td>NOAEL<br>151<br>mg/kg<br>pc/jour</td><td>Augmentation du poids des reins<br>chez les mâles, changements<br>histopathologiques dans le<br>pancréas, changements<br>pathologiques dans le foie</td><td>Hammond<br>et al. 1987</td></tr><tr><td><strong>Inhalation</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rats SD<br>25/sexe/groupe<br>13 semaines</td><td>NOAEC<br>218<br>mg/m3</td><td>Augmentation accrue du poids<br>des reins et du foie, diminution<br>de la glycémie chez les rats<br>mâles</td><td>Monsanto,<br>1982<br>(BPL)</td></tr></tbody></table>

## Reprotoxicité

Les études expérimentales menées chez les animaux montrent des effets sur les organes reproducteurs mâles qui peuvent altérer la fertilité. Par ailleurs, la substance est jugée toxique pour le développement et une activité anti-androgénique est suspectée.

<table><thead><tr><th></th><th>NOAEL</th><th>Effets critiques</th><th>Etude pivot</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Effets sur la reproduction</strong></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rats SD<br>2 générations<br>25/sexe/groupe</td><td>100<br>mg/kg<br>pc/jour</td><td>Diminution significative des<br>indices d'accouplement et de<br>fertilité chez les parents F1</td><td>Na<br>Gasperi<br>et al.<br>(2000)</td></tr></tbody></table>

<table><thead><tr><th colspan="4">Effets sur le développement</th></tr></thead><tbody><tr><td>Rats SD<br>2 générations<br>30/sexe/groupe</td><td>50<br>mg/kg<br>pc/jour</td><td>Réduction dose-dépendante de la<br>distance anogénitale chez les<br>descendants F1 et F2</td><td>Tyl et al.<br>(2004)</td></tr><tr><th colspan="4">Toxicité maternelle</th></tr><tr><td>Rats SD<br>2 générations<br>30/sexe/groupe</td><td>250<br>mg/kg<br>pc/jour</td><td>Modifications du poids des reins<br>et du foie et lésions<br>histopathologiques dans le foie</td><td>Tyl et al.<br>(2004)</td></tr></tbody></table>

Chez le rat, plusieurs études *in vivo* indiquent une activité anti-androgénique du BBP et de ses principaux métabolites. Parmi les effets rapportés : une diminution de la distance anogénitale, des malformations de l'appareil reproducteur chez les descendants mâles, et des effets sur la descente des testicules, et ce pour une exposition *in utero* au BBP dès 270 mg/kg pc/jour.

## Toxicité des métabolites

Les monoesters du BBP ont montré des effets néfastes sur le développement de l'appareil reproducteur mâle chez le rat : diminution de la distance anogénitale mâle et augmentation significative de cryptorchidie (Ema et al. 2002; Ema et al. 2003).

Le MBuP étant également le monoester du di-n-butyle phtalate (DnBP), ses effets sont décrits dans la fiche toxicologique du DnBP. A noter tout de même qu'une étude a montré une augmentation génique et protéique de l'expression de GPR30 dans les cellules de Sertoli chez le rat exposé au MBuP (Hu et al. 2013b). Par ailleurs, les effets de ce monoester sur la fonction ou le développement des testicules chez le rat n'ont pas été observés chez le ouistiti (McKinnell et al. 2009).

Chez l'homme, le MBeP augmente l'activité transcriptionnelle des récepteurs PXR (pregnane X receptor) qui initie l'induction des enzymes impliquées dans le métabolisme des stéroïdes et la détoxication des xénobiotiques (Hurst et al. 2004). Une corrélation positive a également été observée avec les protéines C réactives, biomarqueurs des réactions inflammatoires (Ferguson et al. 2011). Enfin, le MBzP est un composé tératogène (Lampen et al. 2003).

## Perturbation endocrinienne

Des études *in vitro* ont mis en évidence une activité ostrogénique du BBP chez la rate : augmentation de l'expression des ARNm du récepteur PR (progesterone receptor) et inhibition de la sécrétion de la LH (luteinizing hormone) chez la rate (Funabashi et al. 2001; Kawaguchi et al. 2002). Des analyses statistiques ont également montré une corrélation positive entre la présence de BBP dans les tissus et une augmentation de la concentration plasmatique de la vitellogénine chez les poissons mâles (Vethaak et al. 2005). Le BBP agirait comme un agoniste partiel, sans montrer aucune compétition avec la 17 β-estradiol pour les récepteurs aux œstrogènes (Picard et al. 2001). Toutefois, les effets ostrogéniques n'ont pas été observés *in vivo*.

Comme indiqué plus haut, les métabolites du BBP peuvent perturber le métabolisme des stéroïdes et la détoxication des xénobiotiques (Hurst et al. 2004).
Références

Calley D, Autian J and Guess WL (1966) Toxicology of a series of phthalate esters. J. Pharm. Sci. 55, 158-162 (cité dans EU 2008)

Ema M, Miyawaki E. Effets sur le développement du système reproducteur chez les descendants mâles de rats ayant reçu butylbenzylphtalate en fin de grossesse. Reprod Toxicol 2002; 16:71-6

Ema, M; Miyawaki, E; Hirose, A; Kamata, E. 2003. Decreased anogenital distance and increased incidence of undescended testes in fetuses of rats given monobenzyl phthalate, a major metabolite of butyl benzyl phthalate. Reproductive toxicology Volume: 17 Issue: 4, Pages: 407-412

EU (2008) European Union Risk Assessment Report - BBP (http://www.bbp-facts.com/upload/documents/document3.pdf)

Funabashi, T ; Kawaguchi, M ; Kimura, F. 2001. The endocrine disrupters butyl benzyl phthalate and bisphenol A increase the expression of progesterone receptor messenger ribonucleic acid in the preoptic area of adult ovariectomized rats. NEUROENDOCRINOLOGY Volume: 74 Issue: 2, Pages: 77-81

Hammond BG, Levinskas GL, Robinson EC and Johannsen FR (1987) A review of the subchronic toxicity of butyl benzyl phthalate. Toxicol. Ind. Health 3, 79-98 (cité dans EU 2008)

Hu et al. 2013b. Monobutyl phthalate induces the expression change of G-Protein-Coupled Receptor 30 in rat testicular Sertoli cells. FOLIA HISTOCHEMICA ET CYTOBIOLOGICA Volume: 51, Issue: 1, Pages: 18-24

Ifremer et al. 2004. Environmental phthalate monoesters activate pregnane X receptor-mediated transcription. Toxicology and Applied Pharmacology 199, 266-274

Kawaguchi, M (Kawaguchi, M); Funabashi, T (Funabashi, T); Aiba, S (Aiba, S); Kimura, F (Kimura, F). 2002. Butyl benzyl phthalate, an endocrine disrupter, inhibits pulsatile luteinizing hormone secretion under an insulin-induced hypoglycaemic state in ovariectomized rats. Journal of neuroendocrinology Volume: 14 Issue: 6, Pages: 486-491

Lampen A1, Zimnik S, Nau H. 2003. Teratogenic phthalate esters and metabolites activate the nuclear receptors PPARs and induce differentiation of F9 cells. Toxicol Appl Pharmacol. 188(1):14-23.

McKinnell et al. 2009. Effect of fetal or neonatal exposure to monobutyl phthalate (MBP) on testicular development and function in the marmoset. HUMAN REPRODUCTION Volume: 24 Issue: 9, Pages: 2244-2254

Monsanto (1976) Project No. Y-76-54. Acute oral toxicity rats; Acute dermal toxicity rabbits; Acute eye irritation rabbits; Primary skin irritation rabbits (cité dans EU 2008)

Monsanto (1982) Project No. 790179/ML-79-114. Report No. MSL-2713. Thirteen-week inhalation toxicity of Santicizer 160 Plasticizer Vapour-aerosol to Sprague-Dawley rats (cité dans EU 2008)

Nagao T, Ohta R, Marumo H, Shindo T, Yoshimura S and Ono H (2000) Effect of butyl benzyl phthalate in Sprague-Dawley rats after gavage administration: a two-generation reproductive study. Reproductive Toxicology 14, 513-532 (cité dans EU 2008)

Nativelle, C; Picard, K; Valentin, I; et al. 1999. Metabolism of n-butyl benzyl phthalate in the female Wistar rat. Identification of new metabolites. FOOD AND CHEMICAL TOXICOLOGY Volume: 37 Issue: 8 Pages: 905-917

NTP (1982b) National Toxicology Program. NTP-80-25, NIH Publication No. 82-1769. Technical Report serie no. 213. Carcinogenesis bioassay of butyl benzyl phthalate in F344/N rats and B6C3F1 mice (feed study) (cité dans EU 2008)

Picard, K (Picard, K); Lhuguenot, JC (Lhuguenot, JC); Lavier-Canivenc, MC (Lavier-Canivenc, MC); Chagnon, MC (Chagnon, MC). 2001. Estrogenic activity and metabolism of N-butyl benzyl phthalate in vitro: Identification of

the active molecule(s). TOXICOLOGY AND APPLIED PHARMACOLOGY
Volume: 172 Issue: 2, Pages: 108-118

Robinson EC and Johannsen FR (1985) Report (cité dans EU 2008)

Statsek NK (1974) Hygienic studies of some esters of phthalic acid and of polyvinylchloride materials plasticied by them. Gig. Sanit. 6, 25-28 (cité dans EU 2008)

Tyl RW, Myers CB, Marr MC, Fail PA, Seely JC, Brine DR, Barter RA and Butala JH (2004). Reproductive toxicity evaluation of dietary Butyl Benzyl Phthalate (BBP) in rats. Reprod. Toxicol. 18, 241-264 (cité dans EU 2008)

Vethaak AD, Lahr J, Schrap SM, Belfroid AlC, Rijs GBJ, Gerritsen A, de Boer J, Bulder AS, Grinwis GCM, Kuiper RV, Legler J, Murk TAJ, Peijnenburg W, Verhaar HJM, de Voogt P (2005) An integrated assessment of estrogenic contamination and biological effects in the aquatic environment of The Netherlands. Chemosphere 59 (4):511-524
Nom de la substance : bis(2-éthylhexyl) phtalate (DEHP)

Numéro EINECS : 204-211-0

Numéro CAS : 117-81-7

Formule moléculaire : C₂₄H₃₈O₄

<figure><img src="image_57.png" /></figure>

Le DEHP a été identifié comme substance répondant aux critères énoncés à l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

Dans l'Union Européenne, le DEHP est principalement utilisé comme plastifiant dans l'industrie des polymères (plus de 95%), et plus particulièrement dans la production de produits intermédiaires ou finis en PVC souple. Le DEHP est également employé dans d'autres types de polymères (résines vinyliques, esters cellulosiques, caoutchoucs) mais à plus faible usage. La part restante du DEHP consommé trouve des applications diverses : peintures, encres, laques, vernis, colles, adhésifs etc.

Selon le document ECB (2008), la production de DEHP en Europe de l'Ouest s'élevait à 595 000 tonnes en 1997 et a diminué de plus de la moitié en moins de 10 ans (221 000 tonnes en 2004). A l'échelle mondiale, le DEHP représente 54% du volume des plastifiants utilisés, et seulement 16% en Europe de l'Ouest (2010). Aujourd'hui, le DEHP est de plus en plus substitué, notamment par le di(isonylon)phtalate (DINP) et le di(isodécyl)phtalate (DIDP) qui représentent à eux deux 63% du marché des plastifiants en Europe de l'Ouest (2010).

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

Par voie orale, le DEHP est rapidement absorbé au niveau du tractus gastro-intestinal. Le taux d'absorption est voisin de 50% chez le rat, les primates et l'homme pour des doses n'excédant pas 200 mg/kg/jour. Aux plus fortes doses, l'absorption par voie orale est moins efficace chez les primates que chez les rongeurs. Les données pour les autres voies d'exposition sont limitées. Néanmoins elles semblent indiquer que le DEHP est relativement bien absorbé par voie pulmonaire (75%), et l'est très peu par voie cutanée (5%).

Après absorption, le DEHP est transformé par hydrolyse en mono-(2-éthylhexyle) phtalate (MEHP) et 2-éthyle hexanol (2-EH) par des lipases. Le MEHP est par la suite transformé en métabolites secondaires par diverses réactions d'oxydation. A l'issue des premières 24h suivant l'exposition, environ 70% de la dose absorbée est excrétée dans les urines sous la forme de 5 métabolites majoritaires : MEHP, 5OH-MEHP, 5oxo-MEHP, 5cx-MEPP, et 2cx-MMHP.

Chez l'homme, 65 à 99% des métabolites s'associent à l'acide glucuronique et sont éliminés dans les urines (glucuro-

conjugaison absente chez le rat). Les voies de glucuronidation ne sont efficaces chez l'homme qu'à partir de 3 mois, ce qui explique que les nourrissons présentent une sensibilité particulièrement importante au DEHP.

Le DEHP a également été détecté dans le sang du cordon ombilical et le lait maternel. Chez le rat, le DEHP et ses métabolites peuvent traverser la barrière placentaire et se distribuer dans les tissus fœtaux.

<figure><img src="image_58.png" /></figure>

### Toxicité aigue

Les données animales indiquent une faible toxicité en aigüe du DEHP. Bien qu'il y ait peu de données pertinentes par voie cutanée, la toxicité aigüe attendue via cette voie est faible. L'ensemble des données disponibles est présenté dans le tableau suivant :

<table><thead><tr><th></th><th>DL50/DC50</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>Voie orale</strong></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rat</td><td>&gt; 20000 mg/kg pc<sup>347</sup></td><td>BASF (1953)</td></tr><tr><td>nd</td><td>&gt; 9800 mg/kg pc</td><td>BASF (1961)</td></tr><tr><td>Rat, F-344</td><td>&gt; 20000 mg/kg pc</td><td>NTP (1982)</td></tr><tr><td>5/sexe/groupe</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Gavage huile de mais</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rat, F-344</td><td>&gt; 40000 mg/kg pc</td><td>Nuodex (1981a)</td></tr><tr><td>5/sexe/groupe</td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

<footnote n="347">347 pc : poids corporel</footnote>
<table><tbody><tr><td colspan="3">gavage</td></tr><tr><td colspan="3">Sous GLP</td></tr><tr><td>Souris</td><td>> 10000 mg/kg pc</td><td>BASF (1941)</td></tr><tr><td colspan="3">nd</td></tr><tr><td>Souris</td><td>> 31360 mg/kg pc</td><td>Lawrence et al. (1974)</td></tr><tr><td colspan="3">nd</td></tr><tr><td>Souris, ICR/SIM</td><td>> 9860 mg/kg pc</td><td>Nuodex (1981b)</td></tr><tr><td colspan="3">5-10 mâles/groupe</td></tr><tr><td colspan="3">Gavage huile de mais</td></tr><tr><td colspan="3">Sous GLP</td></tr><tr><td>Souris B6C3F1</td><td>> 20000 mg/kg pc</td><td>NTP (1982)</td></tr><tr><td colspan="3">Gavage huile de mais</td></tr><tr><td colspan="3">5/sexe/groupe</td></tr><tr><td colspan="3"><strong>Inhalation</strong></td></tr><tr><td>Rats</td><td>10,62 mg/L/4h</td><td>nd</td></tr></tbody></table>

Un cas de toxicité aigüe a été rapporté chez l'homme après ingestion de 5 et 10 g de DEHP. Alors que la première dose n'a provoqué aucun symptôme, la dose à 10 g n'a causé que des troubles gastriques modérés.

## Génotoxicité et mutagénicité

Les possibles effets génotoxiques du DEHP ont été largement étudiés. Les résultats ont été négatifs dans la majorité des tests *in vitro* et *in vivo* pour la détection des mutations géniques, les dommages à l'ADN et les effets chromosomiques. Des résultats positifs ont toutefois été obtenus pour la transformation cellulaire, l'induction d'aneuploïdie, et la prolifération cellulaire. Mais ces effets sont également sensibles à des substances non génotoxiques, tels que les promoteurs tumoraux et/ou les proliférateurs de peroxysomes. Au regard de tous ces résultats, le DEHP est considéré comme non mutagène et non génotoxique.

## Cancérogénicité

Le développement de tumeurs hépatocellulaires induites par le DEHP a été montré dans 10 études : 8 chez le rat et 2 chez la souris après une exposition orale sur le long-terme. Le mécanisme impliqué dans la cancérogénicité du DEHP serait lié à la prolifération des peroxysomes induite par l'activation des PPARα chez les rongeurs. Cependant, ce mécanisme n'ayant pas été démontré sur les cultures d'hépatocytes humaines exposées au DEHP, ni dans le foie des singes, ces effets sont considérés comme non extrapolables à l'homme. Une augmentation de l'incidence des tumeurs des cellules de Leydig et des leucémies à cellules mononuclées a également été rapportée dans différentes études de cancérogénicité menées sur des rats.

## Toxicité après administration réitée

De nombreuses études se sont penchées sur la toxicité du DEHP après administration répétée de doses orales chez des animaux de laboratoire. Des effets critiques ont été observés sur les testicules et les reins. L'atteinte rénale est caractérisée par les effets suivants : augmentation du poids relatif et absolu des reins, augmentation de l'incidence et de la sévérité de la minéralisation rénale, pigmentation des cellules tubulaires, et néphropathie chronique progressive. La plus faible NOAEL obtenue pour la toxicité rénale est de 29 mg/kg/jour chez les mâles et de 30 mg/kg/jour chez les femelles, d'après les résultats d'une étude chronique (2 ans) menée chez le rat.

Dans le foie, la survenue d'hépatomégalie et de tumeurs hépatocellulaires ont été constatés chez les rongeurs.

## Reprotoxicité

Des effets testiculaires ont été observés dans de nombreuses études de toxicité à doses répétées chez le rat, la souris et le furet. Les études réalisées chez le hamster ont permis d'observer des effets mineurs suite à l'exposition au DEHP, alors que le MEHP a entraîné des effets bien plus sévères. En revanche, les études réalisées chez le ouistiti n'ont montré aucune toxicité testiculaire, révélant ainsi des différences de sensibilité inter-espèces.

Les NOAEL pour la toxicité testiculaire sont présentées dans le tableau ci-dessous :

<table><thead><tr><th></th><th>Valeur critique (mg/kg/j)</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td>rat, Sprague-Dawley</td><td>NOAEL : 3,7</td><td>Poon et al. (1997)</td></tr><tr><td>10 rats/sexe/groupe</td><td></td><td></td></tr><tr><td>13 semaines, diet</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rat, Sprague-Dawley</td><td>NOAEL : 4,8</td><td>Wolfe et al. (2003)</td></tr><tr><td>17 mâles/groupe</td><td></td><td></td></tr><tr><td>3 générations via diet</td><td></td><td></td></tr><tr><td>mouse, B6C3F1</td><td>NOAEL : 98,5</td><td>Moore (1997)</td></tr><tr><td>70-85/sexe/groupe</td><td></td><td></td></tr><tr><td>104 semaines, diet</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Furet</td><td>LOAEL : 1200</td><td>Lake et al. (1976)</td></tr><tr><td>marmoset</td><td>Pas d'effets</td><td>Kurata et al. (1998)</td></tr><tr><td>hamster</td><td>Effets mineurs</td><td>Gray et al. (1982)</td></tr></tbody></table>

Une NOAEL de 4,8 mg/kg/jour a été retenue pour la toxicité testiculaire à partir d'une étude de toxicité sur la reproduction menée sur 3 générations. Cette valeur est basée sur l'apparition d'effets à partir de 300 ppm sur les organes reproducteurs chez les jeunes mâles et une faible atrophie des testicules.

Des essais *in vivo* et *in vitro* ont démontré que les cellules de Sertoli constituaient l'une des cellules cibles de la toxicité testiculaire induite par le DEHP, conduisant ultérieurement à une déplétion des cellules germinales. Des résultats ont également montré que le DEHP exerçait un effet direct sur la structure et la fonction des cellules de Leydig, ainsi que sur la production de testostérone.

Au cours du développement et de la puberté, les rats ont montré une plus forte sensibilité à une exposition orale au DEHP qu'à l'âge adulte. Les jeunes animaux répondent à des doses bien plus faibles ou développent, à des doses comparables, des lésions plus sévères.

Des données issues d'études standardisées chez le rat et la souris ont également montré des effets sur la fertilité des mâles et des femelles. Une diminution du nombre de couples stériles est fréquemment observée. Dans une étude complémentaire d'accouplement croisés, les femelles ayant reçu 0,3% de DEHP ont été plus sérieusement atteintes que les mâles. Aucune femelle n'a donné naissance à des petits.

Il semblerait que le DEHP puisse oralement entrainer des effets hypo-ostrogéniques se traduisant chez les rates adultes
par de fréquentes absences d'ovulation et le développement d'ovaires poly-kystiques.

Les effets sur le développement ont été étudiés chez le rat et la souris. Le rat est l'espèce la plus sensible aux effets du DEHP sur l'apparition de malformations. Des lésions testiculaires irréversibles ont été observées chez des rats exposés *in utero* et pendant la lactation à de très faibles doses, sans effets évidents sur la mère (NOAEL de 3,5 mg/kg/jour). Une étude multigénérationnelle a montré que l'administration via l'alimentation de doses allant de 14 à 23 mg/kg pc/jour conduisait à la réduction des organes du tractus urogénital mâle. Aux doses supérieures, administrées par gavage ou via l'alimentation, les animaux affichent une diminution de la distance anogénitale, un risque de cryptorchidie, une régression des aréoles et mamelons, une séparation incomplète du prépuce, et une perturbation de la stéroïdogenèse après la naissance.

Chez la souris, le DEHP est embryolétal et tératogène à des doses ne produisant aucune toxicité maternelle. Une NOAEL de 600 mg/kg/jour (toxicité maternelle) et de 20 mg/kg/jour (toxicité pour le développement) ont respectivement été déterminées.

Les données animales ont également montré que le DEHP et ses métabolites peuvent être transmis aux petits par le lait maternel à des concentrations suffisantes pour produire une toxicité.

## Toxicité des métabolites

Le MEHP semble être le principal métabolite du DEHP jugé responsable de l'atteinte des fonctions testiculaires et reproductives. Une action sur les cellules de Leydig a été mise en évidence dans de nombreuses études (Svechnikov et al. 2008, Erkekoglu et al. 2010, Zhao et al. 2012). De plus, des essais portant sur les lignées cellulaires MA-10 et MLTC-1 ont montré que le MEHP perturbait de manière significative la stéroïdogenèse (Piché et al. 2012 ; Zhou et al. 2013 ; Chen et al. 2013).

Parmi les effets associés au MEHP, une diminution de la motilité des spermatozoïdes et la survenue d'aneuploïdie dans le sperme ont été constatées (Jurewicz et al. 2013). Une inhibition de la production de testostérone a également été observée dès 1 µM<fnref n="348" />.

Chez le rongeur, l'activité de la 11β-HSD2, enzyme clé dans le métabolisme des glucocorticoïdes, est inhibée en présence de MEHP (dès 10⁻⁷ M) (Hong et al. 2009).

Des effets sur le foie ont également été mis en évidence. Des cultures d'hépatocytes primaires issues du rat, du lapin, du cochon de Guinée et du singe ont ainsi été exposées *in vitro* à plusieurs métabolites du DEHP. Le MEHP et le MEOHP se

sont révélés chacun tout aussi puissant dans l'induction de la prolifération des peroxysomes (Dirven et al. 1993).

La cytotoxicité du MEHP a également été rapportée dans les cellules HepG2 (lignées cellulaires d'hépatocytes) due probablement à une stimulation des processus apoptotiques (Chen et al. 2012).

Une étude *in vitro* sur des cellules germinales humaines a également montré une augmentation significative du taux d'apoptose chez le fœtus mâle après une exposition au MEHP (10⁻⁵ M). Des effets comparables ont été observés *in vivo* et *in vitro* chez la souris (Muczynski et al. 2012).

Enfin, certains métabolites du DEHP tels que le MEHP et l'acide 2-éthyl-hexanoïque sont reconnus comme étant tératogènes (Lampen et al. 2003).

## Perturbation endocrinienne

Des études à la fois *in vivo* et *in vitro* ont montré que le DEHP pouvait perturber les fonctions endocriniennes et influencer la différenciation sexuelle. Au regard des effets sur les cellules de Leydig, mis en évidence par une baisse de la production de testostérone, des effets anti-androgéniques sont suspectés.

Cependant, une étude récente réalisée sur une lignée cellulaire pourvu d'un récepteur positif aux androgènes n'a montré aucun antagonisme du DEHP, ni du MEHP. En revanche, les résultats ont montré que les métabolites 5-oxo- et 5-OH-MEHP étaient des antagonistes significatifs de la dihydrotestostérone. Les effets anti-androgéniques du DEHP pourraient donc être médiés par les métabolites secondaires. D'autres travaux ont montré que le MEHP a la capacité de se fixer *in vitro* au récepteur humain aux œstrogènes.

Pourtant, il a été montré que le MEHP agissait sur la régulation négative des gènes associés au transport du cholestérol et à la synthèse des stéroïdes, expliquant à terme les perturbations observées durant le développement sexuel des fœtus (Clewell et al. 2010).

Enfin, une étude récente indique que le MEHP provoque des perturbations du système endocrinien chez le poisson médaka exposé de l'éclosion à l'âge adulte, avec des effets spécifiques selon le sexe (Ye et al. 2014).

## Références

ECB (2008) European Chemicals Bureau, European Union Risk Assessment Report: bis (2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) http://echa.europa.eu/documents/10162/e614617d-58e7-42d9-b7fb-d7bab8f26feb

INERIS, 2005. Données technico-économiques sur les substances chimiques en France : DI(2-ETHYLHEXYL)PHTALATE, 32 p.

INERIS, 2012. Données technico-économiques sur les substances chimiques en France : SUBSTITUTS DU DEHP, DRC-12-126866-13682A, 51 p.

INRS 2010. Fiche Demeter n° DEM 015

Lake BG, Brantom PG, Gangolli SD, Butterworth KR and Grasso P (1976). Studies on the effects of orally administrated di-(2-ethylhexyl)phthalate in the ferret. Toxicol. 6 (3), 341-356.

<footnote n="348">³⁴⁸ Balbuena P, Campbell J Jr, Clewell HJ 3rd, Clewell RA (2013) Evaluation of a predictive in vitro Leydig cell assay for anti-androgenicity of phthalate esters in the rat. Toxicology in vitro 27 (6):1711-1718</footnote>
Kurata Y, Kidachi F, Yokoyama M, Toyota N, Tsuchitani M and Katoh M (1998) Subchronic toxicity of di(2-ethylhexyl)phthalate in common marmosets: lack of hepatic peroxisome proliferation, testicular atrophy, or pancreatic acinar cell hyperplasia. *Toxicol. Sci.* 42, 49-56.

Gray TJB, Rowland IR, Foster PMD and Gangolli SD (1982) Species differences in the testicular toxicity of phthalate esters. *Toxicol. Lett.* 11, 141-147.

Moore MR (1997) Oncogenicity study in mice with Di (2-ethylhexyl)phthalate including ancillary hepatocellular proliferation and biochemical analyses. Corning Hazleton Incorporated (CHV), 9200 Leesburg Pike, Vienna, Virginia 22182-1699. Laboratory Study Identification: CHV 663-135; Sponsor: Eastman Chemical Company, First America Center, P.O. Box 1994 Kingsport, Tennessee 37662-5394

Poon R, Lecavalier P, Mueller R, Valli VE, Procter BB and Chu I (1997) Subchronic oral toxicity of di-n-octyl phthalate and di(2-ethylhexyl) phthalate in the rat. *Food Chem. Toxicol.* 35, 225-239.

Wolfe et al. (2003) Multigeneration reproduction toxicity study in rats (unaudited draft): Diethylhexylphthalate: Multigenerational reproductive assessment by continuous breeding when administered to Sprague-Dawley rats in the diet. *TherImmune Research Corporation (Gaithersburg, Maryland)*, TRC Study No 7244-200.

Erkekoglu et al. 2010 Evaluation of cytotoxicity and oxidative DNA damaging effects of di(2-ethylhexyl)-phthalate (DEHP) and mono(2-ethylhexyl)-phthalate (MEHP) on MA-10 Leydig cells and protection by selenium. *TOXICOLOGY AND APPLIED PHARMACOLOGY* Volume: 248 Issue: 1 Pages: 52-62 Published: OCT 1 2010

Jurewicz et al. 2013 Human urinary phthalate metabolites level and main semen parameters, sperm chromatin structure, sperm aneuploidy and reproductive hormones. *Reproductive Toxicology* 42, 232-241

Balbuena et al. 2013 Evaluation of a predictive in vitro Leydig cell assay for anti-androgenicity of phthalate esters in the rat. *Toxicology in vitro* 27, 1711-1718

Clewell et al. 2010 Assessing the relevance of in vitro measures of phtalate inhibition of steroidogenesis for in vivo response. *Toxicology in vitro* 24, 327-334

Muczynski, V.; Cravedi, J. P.; Lehraiki, A.; et al. Effect of mono-(2-ethylhexyl) phthalate on human and mouse fetal testis: In vitro and in vivo approaches. *TOXICOLOGY AND APPLIED PHARMACOLOGY* Volume: 261 Issue: 1 Pages: 97-104 Published: MAY 15 2012

Piché et al. 2012 Effects of DEHP and four of its metabolites on steroidogenesis in MA-10 cells. *Ecotoxicology* and environmental safety 79, 108-115

Svechnikov, Konstantin; Svechnikova, Irina; Soder, Olle. Inhibitory effects of mono-ethylhexyl phthalate on steroidogenesis in immature and adult rat Leydig cells in vitro. *REPRODUCTIVE TOXICOLOGY* Volume: 25 Issue: 4 Pages: 485-490 Published: AUG 2008

Hong, Dun; Li, Xing-Wang; Lian, Qing-Quan; et al. Mono-(2-ethylhexyl) phthalate (MEHP) regulates glucocorticoid metabolism through 11 beta-hydroxysteroid dehydrogenase 2 in murine gonadotrope cells. *BIOCHEMICAL AND BIOPHYSICAL RESEARCH COMMUNICATIONS* Volume: 389 Issue: 2 Pages: 305-309 Published: NOV 13 2009

Ye, Ting; Kang, Mei; Huang, Qiansheng; et al. Exposure to DEHP and MEHP from hatching to adulthood causes reproductive dysfunction and endocrine disruption in marine medaka (Oryzias melastigma). *AQUATIC TOXICOLOGY* Volume: 146 Pages: 115-126 Published: JAN 2014

Zhao, Yan; Ao, Hong; Chen, Li; et al. Mono-(2-ethylhexyl) phthalate affects the steroidogenesis in rat Leydig cells through provoking ROS perturbation. *TOXICOLOGY IN VITRO* Volume: 26 Issue: 6 Pages: 950-955 Published: SEP 2012

Zhou, Liang; Beattie, Matthew C.; Lin, Chieh-Yin; et al. Oxidative stress and phthalate-induced down-regulation of steroidogenesis in MA-10 Leydig cells. *REPRODUCTIVE TOXICOLOGY* Volume: 42 Pages: 95-101 Published: DEC 2013

Chen Xi; Liu Ya Nan; Zhou Qing Hong; et al. Effects of Low Concentrations of Di-(2-ethylhexyl) and Mono-(2-ethylhexyl) Phthalate on Steroidogenesis Pathways and Apoptosis in the Murine Leydig Tumor Cell Line MLTC-1. *BIOMEDICAL AND ENVIRONMENTAL SCIENCES* Volume: 26 Issue: 12 Pages: 986-989 Published: DEC 2013

Dirven, Haam; Vandenbroek, PHH; Peeters, MCE; et al. Effects of the peroxisome proliferator mono(2-ethylhexyl)phthalate in primary hepatocyte cultures derived from rat, guinea-pig, rabbit and monkey - relationship between interspecies differences in biotransformation and peroxisome proliferating potencies. *Biochemical pharmacology* volume: 45 issue: 12 pages: 2425-2434 published: jun 22 1993

Chen, Xi; Wang, Jianshu; Qin, Qizhi; et al. Mono-(2-ethylhexyl) phthalate induced loss of mitochondrial membrane potential and activation of Caspase3 in HepG2 cells. *ENVIRONMENTAL TOXICOLOGY AND PHARMACOLOGY* Volume: 33 Issue: 3 Pages: 421-430 Published: MAY 2012

Lampen, A; Zimnik, S; Nau, H. Teratogenic phthalate esters and metabolites activate the nuclear receptors PPARs and induce differentiation of F9 cells. *TOXICOLOGY AND APPLIED PHARMACOLOGY* Volume: 188 Issue: 1 Pages: 14-23 Published: APR 1 2003
Nom de la substance : di-n-butyle phtalate (DBP)

Numéro EINECS : 201-557-4

Numéro CAS : 84-74-2

Formule moléculaire : C₁₆H₂₂O₄

<figure><img src="image_59.png" /></figure>

Le DBP a été identifié comme substance répondant aux critères énoncés à l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

Le DBP est un plastifiant fréquemment utilisé en combinaison avec d'autres phtalates de haut poids moléculaire. Il est employé dans l'industrie des adhésifs comme additif gélifiant dans les dispersions de nitrocellulose, éther de cellulose, polyacétate de vinyle et polyacrylate. Il s'agit également d'un excellent solvant pour de nombreux composés organiques tels que les colorants oléosolubles, insecticides, ou peroxydes. Il sert aussi de plastifiant/solvant dans les laques de nitrocellulose utilisées dans les revêtements, ou encore d'agent anti-mousse et lubrifiant, notamment dans les textiles.

Outre son utilisation dans les polymères, le DBP trouve des applications dans une vaste gamme de produits finis tels que les textiles, les revêtements et emballages primaires des médicaments, les charges militaires propulsives, les explosifs, les équipements des installations nucléaires et comme catalyseur dans la production de polypropylène.

Le DBP est également utilisé comme étalon analytique pour les instruments de test et de mesure et comme réactif dans la fabrication de médicaments et de substances pharmaceutiques actives.

En 1998, la production de DBP s'élevait à moins de 26000 tonnes/an dans l'Union Européenne. Les volumes produits ont de beaucoup diminué au cours des 10 dernières années, passant à 10000 tonnes/an en 2007. Avec un volume exporté d'environ 2000 tonnes/an, on estime la consommation de DBP dans l'Union Européenne à 8000 tonnes/an.

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

Les données animales indiquent que le DBP est rapidement absorbé et excrété après exposition par voie orale. Plus de 90% de la dose administrée à des rats ou des hamsters est excrétée dans les urines dans les premières 24 à 48h. Chez l'homme, une étude a montré que 92,2% de la dose était éliminé au cours des premières 24h (moins de 1% le deuxième jour). Une faible partie est éliminée dans les fèces.

Par voie cutanée, l'absorption est moins efficace et plus lente chez l'homme (2,40 µg/cm²/h) que chez le rat (93,35 µg/cm²/h). 60% de la dose absorbée chez le rat est retrouvée dans les urines après 7 jours. Aucune donnée sur la voie par inhalation n'a été trouvée.

Une très faible fraction du DBP se retrouve dans la bile. Aucune accumulation dans les tissues n'a été observés chez les animaux de laboratoire.

Après absorption, la majeure partie du DBP est hydrolysé en mono-n-butyle phtalate (MnBP) qui peut à son tour être oxydé pour former des métabolites secondaires. Dans les urines, le principal métabolite présent est le MnBP (84%). D'autres métabolites sont également détectés, notamment le 3OH-mono-n-butyle phtalate (3OH-MnBP), le 4OH-mono-n-butyle phtalate (4OH-MnBP) et le 3carboxy-mono-propyl phthalate (MCPP). La figure ci-dessous décrit les possibles voies métaboliques du DBP.

<figure><img src="image_60.png" /></figure>

Source : Koch et al. 2012

Le passage placentaire du DBP et de ses métabolites a été démontré chez le rat.

### Toxicité aigüe

Le DBP est faiblement toxique en aigüe. L'ensemble des données existantes sont résumées dans le tableau ci-dessous.
Une seule étude a montré une toxicité aigüe modérée chez le rat exposé au DBP par la voie respiratoire.

<table><thead><tr><th></th><th>DL50/CL50</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="3"><strong>Voie orale</strong></td></tr><tr><td>Souris*</td><td>5289 mg/kg pc</td><td>RTECS (1993a)</td></tr><tr><td>Souris*</td><td>4840 mg/kg pc</td><td>BIBRA (1987)</td></tr><tr><td>Rat</td><td>8000 mg/kg pc</td><td>Smith (1953)</td></tr><tr><td>Rat*</td><td>6300 mg/kg pc</td><td>BASF (1961)</td></tr><tr><td>Cochon de Guinée*</td><td>10000 mg/kg pc</td><td>RTECS (1993b)</td></tr><tr><td colspan="3"><strong>Inhalation</strong></td></tr><tr><td>Souris*</td><td>25 mg/L/2h</td><td>Voronin (1975)</td></tr><tr><td>Rat SD<br>5/sexe/groupe<br>14 jours<br>Rat*</td><td>≥ 15.68 mg/L/4h</td><td>Greenough et al. (1981)</td></tr><tr><td></td><td>4.25 mg/L</td><td>RTECS (1993c)</td></tr><tr><td colspan="3"><strong>Voie cutanée</strong></td></tr><tr><td>Lapin*</td><td>> 20,000 mg/kg pc</td><td>Clayton and Clayton (1994)<br>RTECS (1993d)</td></tr></tbody></table>

Un cas d'ingestion accidentelle de 10 g de DBP par un homme âgé de 23 ans a provoqué nausées, vomissements et vertiges. Une irritation oculaire et des dommages de la cornée ont également été observés. Le patient a récupéré 2 semaines après, suite à un traitement à base de mydriatiques et antibiotiques.

## Génotoxicité et mutagénicité

Plusieurs études *in vitro* et *in vivo* ont étudié la génotoxicité du DBP. Un seul test de mutagénicité sur bactérie (TA 100) s'est révélé positif. Cependant, les effets étaient faibles et se sont manifestés à des doses cytotoxiques.

Les tests de génotoxicité n'ont montré aucune aberration chromosomique ni d'échanges de chromatides sœurs. Un test de micronoyau a également été réalisé, lui aussi négatif. Le DBP n'est pas considéré comme une substance génotoxique.

## Cancérogénicité

Aucune donnée disponible.

## Toxicité après administration réitérée

Six études ont évalué la toxicité générale du DBP après exposition orale, dont deux chez la souris et quatre chez le rat. Une étude subchronique, réalisée selon les lignes directrices de l'OCDE, a montré des changements des paramètres hématologiques et chimiques du sang chez le rat dès 752 mg/kg pc. D'après cette étude, une NOAEL de 152 mg/kg pc a été déterminé pour la toxicité générale du DBP.

Une seule étude a mis en évidence une toxicité testiculaire chez le rat à partir de 250 mg/kg pc. Enfin, la plus faible NOAEL obtenue pour la prolifération des peroxysomes était de 19,9 mg/kg pc chez le rat.

Quatre études ont évalué la toxicité du DBP après exposition par inhalation. Trois ont été jugées non adéquates pour l'évaluation du risque. La quatrième a été réalisée chez le rat sur une période de 28 jours. Aucun effet systémique, incluant les effets neurotoxiques, n'a été observé. Seuls des effets histopathologiques ont été constatés dans les voies
Etude RECORD n°13-0151/1A

respiratoires supérieures à toutes les concentrations testées, mais aucun signe d'inflammation. Une NOAEC de 509 mg/m³ a été retenue pour les effets systémiques tandis qu'une LOAEC de 1,18 mg/m³ (plus faible concentration testée) a été définie pour les effets locaux se produisant dans l'appareil respiratoire supérieur.

## Reprotoxicité

Les études de reproduction ont montré une atteinte de la fertilité et des effets embryotoxiques.

Dans une étude sur une génération, la fertilité des souris mâles n'a pas semblé être affectée à la plus forte dose testée (1410 mg/kg/jour) tandis que la fertilité des femelles a clairement été altérée. Des effets embryotoxiques ont également été observés à cette même dose. Dans cette étude, une NOAEL de 420 mg/kg pc est proposée.

D'après une étude sur une génération où seules les rates ont été exposées au DBP, une NOAEL de 50 mg/kg pc/jour a été déterminée à partir des effets embryotoxiques observés. Le même protocole, appliqué sur des mâles, a conduit à une NOAEL de 500 mg/kg pc.

Cependant, des effets sur le poids des nouveau-nés et sur le nombre de néonates vivants par portée ont été observés, en absence de toxicité maternelle, à la plus faible dose de 52 mg/kg/jour au cours d'une étude sur deux générations, réalisée selon un protocole d'exposition en continu.

Plusieurs études sur le développement ont été réalisées aussi bien chez le rat que chez la souris. Aucune de ces études ne répond à des lignes directrices officielles ou n'a été réalisée selon les bonnes pratiques de laboratoire (BPL).

Chez la souris, une NOAEL orale de 100 mg/kg pc a été établie pour la tératogénicité, l'embryotoxicité et la toxicité maternelle.

Chez le rat, une exposition pendant la gestation et/ou la lactation conduit à un retard de la séparation du prépuce et des malformations de l'appareil génital chez les descendants mâles à des doses orales ≥ 250 mg/kg pc. À la plus faible dose orale de 100 mg/kg pc, l'étude mentionne uniquement des retards de séparation du prépuce chez la progéniture mâle. Des effets toxiques chez la mère se sont manifestés à des doses orales ≥ 500 mg/kg pc.

## Toxicité des métabolites

Des effets sur le développement ont été observés chez le rat exposé au MBuP, métabolite actif du DBP (Ema and Miyawaki, 2001; Ema and Makoto, 2002).

Chez le primate, le monoester diminue de façon significative les niveaux sanguins de testostérone et induit une hyperplasie des cellules de Leydig (Hallmark et al. 2007).

Chez le rongeur, les effets du MBuP sur la stéroïdogenèse ont été étudiés *in vitro* sur la lignée cellulaire MLTC-1 (cellules tumorales de Leydig). Une réduction significative des niveaux des enzymes stéroïdogéniques (P450scc, P450c17, 3 β-HSD)

<footnote>* Protocole inconnu</footnote>
et de la INSL3 a été constatée et expliquerait la diminution de
la production de testostérone<sup>349</sup>.

Une autre étude réalisée chez la souris a montré que le MBuP
affectait la production des hormones stéroïdes en altérant
l'expression de la protéine StAR (Wang et al. 2007).

Un effet inhibiteur dose-dépendant sur la superoxide dismutase (SOD), enzyme clé dans la lutte contre les radicaux libres, a également été rapporté (Prasanth et al. 2009).

Perturbation endocrinienne

Des tests *in vitro* ont montré une faible activité ostrogénique du DBP. Cependant, ces effets n'ont pas été confirmés dans les études *in vivo*.

Le DnBP ne présente pas d'affinité de liaison pour le récepteur
aux androgènes mais exerce des effets anti-androgéniques en
modifiant la biosynthèse des stéroïdes (Wang et al. 2007).
L'exposition maternelle *in utero* au DBP peut en effet altérer le
développement de l'appareil reproducteur chez le rat mâle, via
une diminution de la production de testostérone dans les
testicules du fœtus. Ces effets peuvent s'expliquer par une
baisse coordonnée et dose-dépendante de l'expression de gènes
et protéines clés (scavenger receptor, StAR, P450scc, 3β-HSD,
P450c17) impliqués dans le transport du cholestérol et la
stéroïdogenèse (Shultz et al. 2001 ; Barlow et al. 2003 ;
Lehmann et al. 2004).

Le DBP a également des effets anti-androgéniques chez le
poisson dont le système endocrinien est proche de celui des
mammifères (Aoki et al. 2011).

Enfin, les métabolites perturbent les niveaux des enzymes
stéroïdogéniques et du facteur 3 insulino-semblable (INSL3).

Principales références

Aoki KA, Harris CA, Katsiadaki I, Sumpter JP. Evidence suggesting that di-n-butyl phthalate has anti-androgenic effects in fish. Environ Toxicol Chem. 2011 Feb 19. doi: 10.1002/etc.502. [Epub ahead of print]Institute for the Environment, Brunel University, Uxbridge, Middlesex, United Kingdom.

Barlow, N.J. and Foster, P.M. 2003. Pathogenesis of male reproductive tract lesions from gestation through adulthood following in utero exposure to di (n-butyl) phthalate. Toxicol. Pathol. 31, 397-410.

Barlow, N.J., Phillips, S.L., Wallace, D.G., Sar, M., Gaido, K.W. and Foster, P.M. 2003. Quantitative changes in gene expression in fetal rat testes following exposure to di (n-butyl) phthalate. Toxicol. Sci. 73, 431-441

BASF (1961). Confidential data. Bericht über die toxikologische Prüfung von Palatinol C, IC, AH, DN und VII/3-6. IX/418. Dated 10-1-1961
BIBRA (1987). Toxicity Profile on Dibutyl Phthalate (DBP), Dated March 1987

Chen, Xi; Zhou, Qing-hong; Leng, Ling; et al. 2013. Effects of di(n-butyl) and monobutyl phthalate on steroidogenesis pathways in the murine Leydig tumor

cell line MLTC-1. ENVIRONMENTAL TOXICOLOGY AND PHARMACOLOGY Volume: 36 Issue: 2 Pages: 332-338

ECB (2008) European Chemicals Bureau, European Union Risk Assessment Report: dibutyl phthalate (DBP)

Ema and Makoto, 2002. Antiandrogenic effects of dibutyl phthalate and its metabolite, monobutyl phthalate, in rats. Congenital anomalies Volume:42 Issue:4, Pages:297-308

Ema and Miyawaki, 2001. Effects of monobutyl phthalate on reproductive function in pregnant and pseudopregnant rats. REPRODUCTIVE TOXICOLOGY Volume: 15 Issue: 3, Pages: 261-267

Greenough RJ et al. (1981). Confidential Report from Inveresk Research International to Hüls AG. Report No. 1956. Safety tests of Vestinol C Dibutylphthalate. IRI Project No. 416746. Dated February 1981.

INRS 2010. Fiche Demeter n° DEM

Koch et al. (2012) Di-n-butyl phthalate (DnBP) and diisobutyl phthalate (DiBP) metabolism in a human volunteer after single oral doses. Arch Toxicol, 86 (2012), pp. 1829–1839

Lehmann KP, Phillips S, Sar M, Foster PM, Gaido KW. 2004. Dose-dependent alterations in gene expression and testosterone synthesis in the fetal testes of male rats exposed to di (n-butyl) phthalate. Toxicol Sci. 81(1):60-8

N. Hallmark, M. Walker, C. McKinnell, I.K. Mahood, H. Scott, R. Bayne, S. Coutts, R.A. Anderson, I. Greig, K. Morris, R.M. Sharpe. Effects of monobutyl and di(n-butyl) phthalate in vitro on steroidogenesis and Leydig cell aggregation in fetal testis explants from the rat: comparison with effects in vivo in the fetal rat and neonatal marmoset and in vitro in the human. Environ. Health Perspect., 115 (2007), pp. 390–396

Prasanth et al. 2009. Effects of mono and di(n-butyl) phthalate on superoxide dismutase. Toxicology 262, 38-42

RTECS (1993a). Update Code 9301 February 1993. Gigiena Truda i Professional 'nye Zabovevaniya 17(11), 51.

RTECS (1993b). Update Code 9301 February 1993. Gigiena Truda i Professional 'nye Zabovevaniya 24(3), 1980, 25.

Shultz et al. 2001. Altered gene profiles in fetal rat testes after in utero exposure to di (n-butyl) phthalate. Toxicol. Sci. 64, 233-242

Smith CC (1953). Toxicity of butylstearate, dibutylsebacate, dibutylphthalate and methoxyethyloleate. Arch. Hyg. Occup. Med. 7, 310-318.

Voronin AP (1975). Toxicological and hygienic characteristics of the plastifier dibutyl phthalate. In: Toxicology and Hygiene of the Petrochemical and Oil-Refining Products (The Second All-Union Conference), Yaroslav, 1972, pp. 83-88. As cited in: Izmerov NF (ed) (1982). Esters of o-phthalic acid. IRPTC Scientific Reviews of Soviet Literature on Toxicity and Hazards of Chemicals 23. Moscow. p.21

Wang et al. 2007. Monobutyl phthalate inhibits steroidogenesis by downregulating steroidogenic acute regulatory protein expression in mouse Leydig tumor cells (MLTC-1). JOURNAL OF TOXICOLOGY AND ENVIRONMENTAL HEALTH-PART A-CURRENT ISSUES Volume: 70 Issue: 11-12, Pages: 947-955

<footnote n="349">349 Chen X, Zhou QH, Leng L, Chen X, Sun ZR, Tang NJ (2013) Effects of DBP and MBP on steroidogenesis pathways in the murine Leydig tumor cell line MLTC-1. Environmental toxicology and pharmacology 36 (2):332-338
Etude RECORD n°13-0151/1A</footnote>
Nom de la substance : diisobutyl phthalate (DIBP)

Numéro EINECS : 201-553-2

Numéro CAS : 84-69-5

Formule moléculaire : C₁₆H₂₂O₄

<figure><img src="image_61.png" /></figure>

Le DIBP a été identifié comme substance répondant aux critères énoncés à l'article 57 (c) de la réglementation (EC) 1907/2006 (REACH) du fait de sa classification comme toxique pour la reproduction de catégorie 1B.

## PRODUCTION ET UTILISATIONS

Les applications de DIBP sont nombreuses, que ce soit en tant que plastifiant du PVC, ou comme additif dans les peintures, encres d'impression et adhésifs.

Il est fréquemment utilisé comme aide à la gélification en combinaison avec d'autres plastifiants, ou en tant que plastifiant pour la nitrocellulose, l'éther de cellulose, ainsi que les dispersions de polyacrylates et de polyacétate. Le DIBP est également utilisé dans les revêtements (ex. revêtements antidérapants) et dans les mortiers de réparation époxy.

En tant qu'additif dans les encres et les colles, on le retrouve dans le papier et les emballages alimentaires. Le DIBP a été aussi détecté dans de nombreux produits de consommation fréquemment utilisés par les enfants tels que les crayons, les extrémités du guidon des vélos, les gommes et les sacs d'école. Une enquête danoise a mesurée des concentrations de DIBP dans des jouets et articles de puériculture comprises entre 2,8 à 1800 mg/kg (Danish EPA, 2006).

En raison de ses propriétés similaires, il est également employé en tant que substitut du dibutyle de phtalate (DBP).

Dans ESIS (European chemical Substances Information System), le DIBP est classé comme HPVC<fnref n="350" />. Les volumes de DiBP produits et/ou utilisés en Europe sont estimés entre 10 000 to 50 000 tonnes/an. Aucune information n'est disponible concernant les quantités importées ou exportées.

## TOXICOLOGIE

### Métabolisme

Le DIBP est rapidement absorbé et métabolisé après ingestion. Chez le rat, l'absorption par voie cutanée est lente et peu efficace, avec approximativement 35% de la dose administrée (30-40 mg/kg) restant au site d'application (INRS, 2012). L'absorption par inhalation n'est pas documentée.

Dans l'organisme, le DIBP est hydrolysé en mono-isobutyle de phtalate. Chez l'homme, la majorité (90.3%) de la dose administrée par ingestion est excrétée dans les urines à l'issue des premières 24h et moins de 1% le deuxième jour (Koch et al. 2012). Le MIBP constitue le principal métabolite du DIBP, et représente 71% de la fraction excrétée. Des métabolites secondaires tels que le 3OH-mono-isobutyle de phtalate (3OH-MiBP) et le 2OH-mono-isobutyle de phtalate (2OH-MiBP) ont également été détectés dans les urines.

<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>Métabolisme du DIBP chez l'homme (Koch et al. 2012)</figcaption></figure>

Le DIBP a également été détecté dans le lait maternel, suggérant un possible transfert par voie lactée.

### Toxicité aigüe

Le DIBP a une faible toxicité aigüe par voir orale et intrapéritonéale. Il n'existe aucune donnée sur la voie par inhalation.

<footnote n="350">³⁵⁰ HPVC (High Production Volume Chemicals) : substances produites ou importées à plus de 1000 tonnes/an</footnote>
<table><thead><tr><th></th><th>DL50 (mg/kg pc)</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="3"><strong>Voie orale</strong></td></tr><tr><td>Rat</td><td>60320</td><td>Hodge (1954)</td></tr><tr><td>Souris</td><td>39520</td><td>Hodge (1954)</td></tr><tr><td>Rat</td><td>16000-28000</td><td>Eastman Kodak (1978)</td></tr><tr><td>Souris</td><td>12800</td><td>Eastman Kodak (1978)</td></tr><tr><td colspan="3"><strong>Voie intrapéritonéale</strong></td></tr><tr><td>Souris</td><td>3990</td><td>Lawrence et al. (1975)</td></tr><tr><td>Souris</td><td>6400-12800</td><td>Eastman Kodak (1978)</td></tr><tr><td>Rat</td><td>&gt;1600</td><td>Eastman Kodak (1978)</td></tr></tbody></table>

## Génotoxicité

La DIBP s'est avéré non mutagène dans les essais de mutation bactérienne (test d'Ames), mais il induit des dommages à l'ADN dans les cellules humaines *in vitro*. Aucun test sur les aberrations chromosomiques, les mutations chez les mammifères ou études de génotoxicité *in vivo* n'a été menée. Le peu d'informations ne permet pas de déterminer le potentiel génotoxique du DIBP.

## Cancérogénicité

Aucune donnée disponible.

## Toxicité après administration réitérée

Les études de toxicité à doses répétées ont permis d'identifier l'appareil reproducteur des mâles comme principal organe cible du DIBP. Les résultats montrent une diminution du poids des testicules et une baisse de la production de sperme chez le rat exposé à des doses relativement élevées. Deux études subaigües sont disponibles chez le rat et la souris, et deux études subchroniques ont été menées chez le rat et le chien. Les principaux effets observés sont présentés dans le Tableau 1.

<table><caption>Tableau 1</caption><thead><tr><th></th><th>Dose critique</th><th>Effets observés</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td>Rat albino<br>5/sexe/groupe<br>4 mois</td><td>5% régime alimentaire<br>(3500 mg/kg pc/jour)</td><td>Diminution du poids corporel<br>Augmentation du poids absolu et relatif du foie<br>Baisse significative du poids absolu et relatif des testicules</td><td>Hodge (1954)</td></tr><tr><td>Chien<br>1/sexe<br>2 mois</td><td>0,1 mL/kg nourriture<br>(2,6 mg/kg pc/jour)</td><td>Augmentation du poids relatif du foie chez la femelle<br>Taux anormal de sperme immatures dans les testicules du mâle</td><td>Hodge (1954)</td></tr><tr><td>Rat Wistar<br>10 mâles<br>5 jours</td><td>2% régime alimentaire<br>(1500 mg/kg pc/jour)</td><td>Augmentation significative du poids absolu et relatif du foie<br>Baisse significative du poids absolu et relatif des testicules<br>Inhibition de la spermatogénèse et desquamation des spermatocytes<br>Augmentation de la concentration de testostérone testiculaire<br>Diminution de la concentration de Zn dans les testicules et le foie</td><td>Oisji and Hiraga<br>(1980a)</td></tr><tr><td>Souris<br>10 mâles<br>5 jours</td><td>2% régime alimentaire<br>(2000 mg/kg pc/jour)</td><td>Augmentation du poids relatif du foie et des testicules<br>Baisse de la concentration testiculaire du Zn</td><td>Oisji and Hiraga<br>(1980b)</td></tr></tbody></table>

## Reprotoxicité

Les effets du DIBP sur la reproduction n'ont pas été testés chez l'animal. Néanmoins, les études de toxicité à doses réitérées mettent en évidence à fortes doses une atteinte de l'appareil reproducteur mâle chez le rat et la souris.

Par ailleurs, les études sur le développement ont mis en évidence des effets embryo- et fœto-toxiques. Le DIBP est également tératogène chez le rat et a pour principale cible le développement pré- et post-natal de l'appareil reproducteur des mâles.

Administré par gavage, l'exposition au DIBP pendant la gestation a été associée à une perte totale des portées à des doses toxiques pour la mère. Une étude a montré un taux élevé de résorptions et une augmentation de la mortalité fœtale au-delà de 600 mg/kg/jour. Une toxicité maternelle se manifestant par une réduction du gain de poids a été observée à partir de 500 mg/kg/jour chez le rat.

Les mêmes auteurs ont constaté une diminution dose-dépendante du poids fœtal et l'apparition de malformations des viscères et du squelette aux doses les plus fortes (> 750 mg/kg/jour). Une NOAEL de 250 mg/kg a été proposée pour la toxicité maternelle et le développement.

Chez le rat exposé in utero au DIBP, une diminution dose-dépendante de la distance anogénitale a été observée chez les mâles à la naissance (> 250 mg/kg/jour) ainsi que des lésions histologiques des testicules à l'âge adulte (> 125 mg/kg/jour). D'autres effets ont été rapportés comme une augmentation du risque d'hypospadie, de fente prépuciale et une incidence accrue de cryptorchidie. Une exposition du DIBP pendant la période sensible de la gestation (J12-J21) peut causer des effets irréversibles sur l'appareil reproducteur des mâles.
Ces effets ont été associés à une diminution du taux et de la production de testostérone testiculaire chez le fœtus. Il s'agit de l'effet critique le plus faible du DIBP auquel est associé une NOAEL de 100 mg/kg pc/jour.

## Toxicité des métabolites

La toxicité des métabolites du DIBP a été peu étudiée. Cependant, l'étude NHANES a tout de même montré une association positive entre le monoester MIBP et les protéines C réactives (CRP), biomarqueurs d'inflammation (Ferguson et al. 2011).

A noter que les effets testiculaires rapportés par Oishi et Hiraga (1980) chez le rat et la souris ont également été observés avec le MIBP. Cependant, ces résultats sont à l'opposé de ceux obtenus par des études plus récentes qui montrent une diminution de la production de testostérone (Borch et al. 2006 ; Boberg et al. 2008). Ces derniers sont davantage cohérents avec les effets observés pour les autres phthalates.

## Perturbation endocrinienne

Le DIBP a une activité anti-androgénique sur le développement de l'appareil reproducteur mâle (Hannas et al. 2011). Il semblerait que la diminution des niveaux de testostérone testiculaire ait pour origine une perturbation de la stéroïdogenèse. Une diminution de l'expression des gènes Star et Cyp11a, impliqués dans le transport et la transformation du cholestérol, a récemment été confirmé.

## Références

- Boberg et al. 2008. Impact of diisobutyl phthalate and other PPAR agonists on steroidogenesis and plasma insulin and leptin levels in fetal rats. Toxicology Volume 250, Issues 2-3, 4 September 2008, Pages 75-81

- Borch et al. 2006. Diisobutyl phthalate has comparable anti-androgenic effects to di-n-butyl phthalate in fetal rat testis. Toxicology Letters Volume 163, Issue 3, 1 June 2006, Pages 183-190

- Eastman Kodak Company (1978) Toxicity and health hazard summary: diisobutyl phthalate. OTS 0206525. DOC #878214402 (cité dans NICNAS 2007)

- ECHA (2009) Proposal for identification of a substance as SHVC (CMR). Annex XV dossier. (http://echa.europa.eu/documents/10162/7fac8104-3be2-471c-bd45-7a82ab5f4359)

- Ferguson KK, Loch-Caruso RK, Meeker J. Exploration of oxidative stress and inflammatory markers in relation to urinary phthalate metabolites: NHANES 1999-2006. Environ Sci Technol. 2011

- Hannas BR, Lambright CS, Furr J, Evans N, Foster PM, Gray LE, Wilson VS. Genomic biomarkers of phthalate-induced male reproductive developmental toxicity: A targeted rtPCR array approach for defining relative potency. Toxicol Sci. 2011

- Hodge, H.C. (1954): Preliminary acute toxicity tests and short term feeding tests of rats and dogs given di-isobutyl phthalate and dibutyl phthalate. Office of Toxic substances, Microfiche No. 205995 v. 28.01.1983, 179 (cité dans NICNAS 2007 et ECHA 2009)

- INRS (2012). Fiche DEMETER - n° DEM 123

- Koch et al. (2012) Di-n-butyl phthalate (DnBP) and diisobutyl phthalate (DiBP) metabolism in a human volunteer after single oral doses. Arch Toxicol, 86 (2012), pp. 1829-1839

- Lawrence WH, Malik M, Turner JE, Singh AR & Autian J (1975) A toxicological investigation of some acute, short-term, and chronic effects of administering di-2-ethylhexyl phthalate (DEHP) and other phthalate esters. Environmental Research, 9: 1-11 (cité dans NICNAS 2007)

- NICNAS. 2007. Human Health Hazard Assessment. Di-isobutyl phthalate (DIBP) (CAS No 84-69-5) (Draft for comment). National Industrial Chemicals Notification and Assessment Scheme - NICNAS, Sydney (http://www.nicnas.gov.au/__data/assets/pdf_file/0006/4965/DIBP-hazard-assessment.pdf)

- Oishi and Hiraga, 1980. Testicular atrophy induced by phthalic acid monoesters: Effects of zinc and testosterone concentrations. Toxicology Volume 15, Issue 3, 1980, Pages 197-202

- Oishi S & Hiraga K (1980a) Testicular atrophy induced by phthalate acid esters: Effect on testosterone and zinc concentrations. Toxicology and Applied Pharmacology, 53: 35-41 (cité dans NICNAS 2007)

- Oishi S & Hiraga K (1980b) Effect of phthalic acid esters on mouse testes. Toxicology Letters, 5: 413-416 (cité dans NICNAS 2007)