2.4 Exposition des travailleurs: réentrée, mélange, chargement et application

Des cas d’intoxication ont été signalés pour la première fois chez des travailleurs qui ont réintégré des vergers et des vignobles traités aux pesticides en Californie en 1949, peu de temps après l’homologation du parathion (no CAS 56-38-2).14 Soixante-dix-neuf incidents ont été signalés de 1949 à 1958 et 87 autres rapports de blessures ont été signalés au cours des années 1961 à 1969. Deux incidents concernaient l’azinphosméthyle (no CAS 86-50-0) et l’éthion (no CAS 563-12-2), le reste étant associé au parathion. Neuf épisodes ont eu lieu de 1970 à 1972, impliquant 86 personnes. Les cas d’intoxication ont également été liés à l’application foliaire de carbofurane (no CAS 1563-66-2) sur le maïs en 1974 et de méthomyl (no CAS 16752-77-5) sur les raisins en 1981.

En 1972, la législation californienne a créé le groupe de la Santé et de la sécurité des travailleurs au ministère de l’Alimentation et de l’Agriculture et a entraîné l’adoption de règlements permettant l’établissement d’intervalles de rentrée.14 Études menées par des chercheurs de l’Université de Californie (Davis, Riverside, Berkeley et San Francisco), du Département des Services de Santé de Californie, du CDFA, de l’USEPA et des fabricants de pesticides ont divisé le problème de la rentrée en trois parties distinctes: (1) dissipation du résidu foliaire, (2) transfert du résidu sur la peau et les vêtements des travailleurs et (3) absorption percutanée / réponse dose–cholinestérase cutanée (ChE).14 intervalles de réentrée ont été établis par le CDFA en fonction de la reconnaissance que (1) des niveaux de pesticides sûrs existent pour chaque pesticide en fonction de leur (2) réponse à la dose cutanée et (3) taux de dissipation foliaire.14

Le 11 mars 1974, l’EPA a publié des normes de réentrée de 48 h pour 11 pesticides OP, l’endrine (no CAS 72-20-8) et l’endosulfan (no CAS 115-29-7) dans le Federal Register.15 Le règlement reconnaissait la responsabilité et le pouvoir de l’État de fixer des restrictions supplémentaires pour répondre aux problèmes locaux. Les lignes directrices de la subdivision K— réentrée ont été publiées par l’EPA pour couvrir l’exposition des travailleurs après l’application.16

L’agence a élaboré le processus de présomption réfutable contre l’homologation (RPAR) en vertu de la Loi de 1972 et a publié des critères en 1975 qui ont déclenché la détermination des effets indésirables déraisonnables associés à l’utilisation de pesticides. Dans le cadre du processus RPAR, il est devenu évident que les risques pour les personnes qui appliquent des pesticides sont distincts de ceux de la population générale. Un amendement de 1978 à la FIFRA soulignait l’importance d’évaluer l’exposition directe (c.-à-d., mélange, chargement et application) dans les décisions réglementaires de la PPO. À la suite des délibérations du Congrès et des amendements à la FIFRA, des directives de surveillance de l’exposition des applicateurs impliquant la dosimétrie passive (mesure du produit chimique sur la peau ou disponible pour inhalation) et la surveillance biologique (mesure de la dose interne) ont été publiées dans la sous-section U des Directives d’évaluation des pesticides.17 Ces lignes directrices comprennent également des procédures d’essai à l’intérieur pour mesurer les concentrations de pesticides après l’application chez les personnes exposées.

Un nombre considérable d’études de surveillance de l’exposition ont été réalisées après l’adoption du règlement californien sur la santé et la sécurité des travailleurs14 et des directives de l’USEPA sur la rentrée et l’exposition des travailleurs.16,17 En Californie, l’une des activités les plus dangereuses a été le transfert de pesticides toxiques concentrés (c.-à-d. insecticides OP et carbamate (NMC)) de conteneurs de 5 gallons vers des réservoirs de mélange. Les becs verseurs sur ces récipients rendaient difficile la distribution propre de la quantité désirée de pesticide dans des appareils de mesure ou directement dans des réservoirs de mélange sans renverser une partie du liquide sur le côté du récipient sur les mains, les chaussures et les vêtements d’un travailleur effectuant le transfert. Cette observation a conduit à la conception et à la fabrication de systèmes de transfert fermé permettant d’extraire des quantités connues des liquides concentrés de ces récipients et de les transférer dans des cuves de mélange sans contaminer l’extérieur des récipients, la terre, les mains, les chaussures et les vêtements du mélangeur-chargeur. Les systèmes de transfert fermé ont également été conçus pour rincer les récipients à l’eau lorsqu’ils sont vides et pour transférer les lavages dans des réservoirs de mélange. À partir de 1976 par Knaak et al.18,19 l’efficacité sécuritaire de ces dispositifs (p. ex., la réduction de l’activité du ChE sanguin, des résidus aéroportés et des phosphates d’alkyle urinaires) a été surveillée. Les premiers prototypes avec des travailleurs non formés n’ont pas considérablement réduit l’exposition, mesurée par une diminution de l’activité du ChE sanguin et aucune diminution des résidus dans l’air. Cependant, lorsque des mesures ont été effectuées sur une période de 18 semaines, impliquant cinq mélangeurs-chargeurs et quatre mélangeurs-chargeurs à l’aide d’un nouvel équipement de transfert fermé, la majorité des travailleurs ont montré une activité sanguine accrue, avec des niveaux de phosphate de dialkyle urinaire (DAP) à 0,02 ppm. Au cours de l’étude, l’activité sanguine de deux mélangeurs-chargeurs a diminué et le taux de DAP était de 2,4 ppm pour l’un des travailleurs. Les résidus en suspension dans l’air étaient en moyenne de 5,6 µg m−3, tandis que les poudres poussiéreuses étaient en moyenne de 153 µg m−3.

Des programmes de surveillance des travailleurs suivant l’activité des estérases sanguines (AChE et butyrylcholinestérase (BuChE)) avant et après exposition sont nécessaires en Californie et souvent effectués dans d’autres États où de grandes quantités de ces matériaux sont appliquées sur une base commerciale. Nigg et Knaak20 ont recommandé un programme de surveillance des estérases sanguines pour les travailleurs qui entrent en contact avec la SPo sur le lieu de travail.

Des bols à induction sont actuellement utilisés en Europe pour charger des produits non dilués (appelés produits phytopharmaceutiques) dans le réservoir de pulvérisation principal. Les dispositifs sont montés sur le pulvérisateur dans une position que l’opérateur peut atteindre en toute sécurité depuis le sol pour éviter les déversements.21 pulvérisateurs et la technologie de pulvérisation ont été grandement améliorés au cours des dernières années. Les opérateurs sont assistés par des applications d’ordinateur personnel sur CD, des organigrammes actifs, des images animées et des dispositifs qui aident à assurer le réglage approprié de l’équipement et la livraison du produit pesticide aux cultures.

Les résultats des études d’exposition ont été présentés lors de plusieurs symposiums parrainés par l’ACS et publiés par ACS Books dans leur série de symposiums (273, 382, 542 et 643).22-25 La série de symposiums 27322 intègre l’absorption cutanée, l’exposition sur le terrain et l’évaluation des risques dans le livre. La série de symposiums 38223 évalue l’exposition des travailleurs aux pesticides par le biais d’une surveillance biologique. La série 54224 du symposium traite de l’importance des données sur les biomarqueurs dans l’évaluation de l’impact de l’exposition humaine aux pesticides dans l’environnement et au travail. La série de symposiums 64325 a introduit la modélisation PBPK / PD dans le processus de prédiction du devenir des pesticides et de leur action sur des systèmes enzymatiques tels que l’AChE et la BuChE.

Plusieurs études de réentrée impliquant de l’azinphosméthyle (no CAS 86-50-0) sur des pêches réalisées par des chercheurs en Californie sont intéressantes.26,27 Dans l’étude sur la récolte de McCurdy et al., 26 résidus foliaires délogables sur les feuilles de pêche variaient de 0,32 à 0,96 µg cm-2. La réduction médiane de l’activité de la douleur liée aux globules rouges (RBC) était de 7% sur une période d’exposition initiale de 3 jours et de 19% de dépression médiane sur la période de surveillance de 6 semaines. Les niveaux urinaires de phosphate d’alkyle (diméthylphosphate (DMP), diméthylthiophosphate (DMTP) et diméthyldithiophosphate (DMDTP)) ont commencé à > 1,0 µmol j−1 et ont augmenté jusqu’à 20 µmol j−1 le jour 3 pour les travailleurs individuels. À la fin de la période de surveillance, les DAP urinaires étaient aux niveaux de référence.

Dans l’étude de rentrée des pêchers menée par Schneider et al., 27 résidus foliaires délogables variaient de 0,82 à 1,72 µg cm-2. Les valeurs des douleurs sanguines ont diminué de 10 à 20% au cours de la période d’exposition de 3 semaines. Les métabolites urinaires, DMP et DMTP, ont augmenté avec une exposition continue de 1,5 à 3,1 et de 1,8 à 3,1 mg de créatinine g−1, respectivement. Les valeurs moyennes de créatinine étaient de 1,4 g L−1 avec 90% des urines 24 h ayant des volumes de 700 ml. Knaak et coll.28 a proposé un niveau sûr pour l’azinphosméthyle sur le feuillage de 1,6 µg cm-2 en utilisant des courbes dose–réponse par voie cutanée pour l’inhibition de la cholinestérase, développées à partir de modèles de rats et de données d’exposition sur le terrain. Aucune recommandation n’a été faite par McCurdy et coll.26 ou Schneider et al.27 en ce qui concerne les niveaux foliaires sûrs.

Le modèle intégré dans le temps est similaire à certains égards au code du modèle ERDEM (exposure related dose estimating model) de l’EPA, où l’absorption de produits chimiques par la peau pendant le quart de travail et l’absorption pendant l’intervalle entre le quart de travail et le lavage sont prises en compte. Le modèle de Kissel et Fenske 30 utilise la constante d’absorption, kabs (h-1), où l’absorption est de premier ordre par rapport à la masse résiduelle sur la peau. Le modèle calcule l’absorption totale de produits chimiques (mg) provenant de l’exposition cutanée comme la somme de l’absorption pendant le quart de travail et de l’absorption pendant l’intervalle entre le quart de travail et la décontamination. La dose quotidienne absorbée peut être calculée en divisant l’absorption totale par le poids corporel du travailleur. Les doses quotidiennes absorbées prévues par le modèle intégré dans le temps étaient de 24 µg kg-1 d−1 (moyenne géométrique) avec une plage de 1,6 à 370. Le modèle traditionnel prévoyait une dose absorbée de 79 µg kg-1 j-1.

À notre connaissance, les modèles PBPK/PD n’ont pas été utilisés pour analyser les données recueillies lors des études de rentrée sur le terrain. Les Lignes directrices sur l’évaluation des pesticides, sous—section K, ont été révisées en 1997 par la Division de l’EPA, de la PPO et des effets sur la santé et publiées dans la Série 875 – Partie B : Lignes directrices sur la surveillance de l’exposition après application afin d’aider la communauté réglementée à concevoir et à mener des études.32 L’utilisation de modèles PBPK/PD n’était pas incluse dans ces lignes directrices.

Le modèle PBPK/PD du parathion utilisé par Knaak et al.31 a été converti en un modèle chlorpyrifos par Ellison et al.33 étudier le transfert du chlorpyrifos en spray sur la peau et les vêtements des travailleurs du coton, l’absorption cutanée, la distribution, le métabolisme du 3,5,6-trichloro-2-pyridinol (TCP) (no CAS 6515-38-4), l’inhibition de l’AChE et du BuChE par le chlorpyrifos-oxon et l’élimination du TCP dans l’urine. Des équations illustrant les pertes par évaporation et les pertes dues à la douche ont été incluses dans le modèle. Ce modèle a été utilisé pour examiner plus en détail les données sur les biomarqueurs urinaires du chlorpyrifos provenant de familles agricoles rapportées par Alexander et al.34 Les profils d’élimination urinaire cumulative maximale du TCP sur cinq jours ont été modélisés pour les applicateurs (2.22 × 105, 5.94 × 105, 1.48 × 106, 1.53 × 106, et 9,01 × 105 pmol, total = 4,72 × 106 pmol) et leurs conjoints (1.21 × 105, 1.75 × 105, 1.75 × 105, 4.76 × 105, et 2,91 × 105 pmol, total = 1,24 × 106 pmol). La pmol totale de TCP prévue par le modèle PBPK/ PD pour les applicateurs et les conjoints était de 4,84 et 1,55 × 106. Le TCP dans l’urine s’élevait à environ 1,7% de la dose cutanée. Laver enlevé 95% de la dose cutanée. L’inhibition de la buche plasmatique chez les applicateurs et leurs conjoints était prévue à 92% et 73% des valeurs de préexposition, respectivement, à la fin de la période d’exposition de 5 jours, tandis que l’inhibition des globules rouges était prévue à 3,0% et 1,0%, respectivement. Sur la base de ces valeurs d’inhibition, les DMEO pour l’inhibition des globules rouges ont été prédites à 0,02 mg kg−1 pour les applicateurs et à 0,01 mg kg−1 pour les conjoints.

Lu et coll.35 a utilisé un modèle PBPK / PD (ERDEM) pour prédire l’élimination urinaire du TCP par les enfants exposés au chlorpyrifos en trois repas, par inhalation et ingestion par activité main-bouche. Dans l’ensemble, ERDEM a sous-estimé les doses de chlorpyrifos absorbées. Les deux doses les plus élevées prévues (2,3 et 0,44 µg kg−1 j−1) ont été associées à deux échantillonnages d’aliments en double de 24 h contenant 350 et 12 ng g-1 de chlorpyrifos. Aucune des estimations de dose quotidienne prédites ou calculées n’a dépassé la DdR orale de 3 µg kg-1 j-1.