Les systèmes nerveux et reproducteur étant très sensibles aux effets des xénobiotiques, la neurotoxicité et la toxicité sur les fonctions de reproduction sont des domaines importants de l’évaluation du risque. De nombreux produits ont été identifiés comme étant toxiques pour ces systèmes chez l’humain (Barlow et Sullivan, 1982; OTA, 1990) ce qui n’est pas surprenant puisque de nombreux pesticides sont délibérément conçus pour perturber la reproduction et la fonction nerveuse dans des organismes cibles, tels que les insectes, en intervenant dans la biochimie hormonale et la neurotransmission.

Il est difficile d’identifier les substances potentiellement toxiques pour ces systèmes pour trois raisons intimement liées: premièrement, ceux-ci font partie des systèmes biologiques les plus complexes chez l’humain, et on estime généralement que les modèles animaux des fonctions reproductrice et neurologique ne représentent pas de manière adéquate les événements critiques tels que la cognition ou le développement précoce embryo-fœtal; deuxièmement, il n’existe pas de tests simples pour identifier les produits potentiellement toxiques pour la reproduction ou le système nerveux; troisièmement, ces systèmes renferment de multiples types cellulaires et de multiples organes, de sorte qu’il n’est pas possible d’envisager un mécanisme de toxicité unique pour en inférer une relation dose-réponse ou prévoir une relation structure-activité. On sait, de plus, que la sensibilité du système nerveux et du système reproducteur varie en fonction de l’âge, et que l’exposition peut avoir des effets plus sévères à certaines périodes critiques qu’à d’autres.

La neurotoxicité est un problème de santé publique important. Comme le montre le tableau 33.14, plusieurs accidents neurotoxiques graves se sont produits qui ont touché des milliers de travailleurs et diverses populations à l’occasion de pollutions industrielles ou de la contamination d’aliments, d’eau ou d’autres vecteurs. On sait aussi que les expositions professionnelles à des neurotoxiques tels que le plomb, le mercure, les insecticides organophosphorés et les solvants chlorés sont largement répandues à travers le monde (OTA, 1990; Johnson, 1978).

Les produits chimiques peuvent atteindre l’une des nombreuses cibles cellulaires ou biochimiques présentes dans le système nerveux central ou périphérique. Des effets toxiques s’exerçant sur d’autres organes peuvent également affecter le système nerveux, comme le montre l’exemple de l’encéphalopathie hépatique. La neurotoxicité se manifeste par des effets sur les processus d’apprentissage (incluant mémoire, faculté cognitive et performance intellectuelle), les processus somato-sensoriels (dont la sensibilité et la proprioception), la fonction motrice (équilibre, démarche, contrôle fin des mouvements, etc.), l’affect (notamment la personnalité et l’émotivité) et la fonction autonome (contrôle nerveux de la fonction endocrine et des organes internes). Les effets toxiques des produits chimiques sur le système nerveux sont plus ou moins intenses et se manifestent de façon différente selon l’âge du sujet: au cours du développement, le système nerveux central est particulièrement vulnérable en raison du processus de la différenciation cellulaire, de la migration et du contact intercellulaire qui prend place chez l’humain (OTA, 1990). De plus, les lésions cytotoxiques sur le système nerveux sont souvent irréversibles, les neurones n’étant pas remplacés après l’embryogenèse. Bien que le système nerveux central (SNC) soit relativement protégé du contact avec les produits absorbés grâce à un rempart très étanche (la barrière hémato-encéphalique, formée de cellules capillaires endothéliales qui tapissent le système vasculaire cérébral), les produits chimiques toxiques sont néanmoins susceptibles d’atteindre le SNC par trois mécanismes: les solvants et les composés lipophiles peuvent passer à travers les membranes cellulaires; certains produits peuvent se fixer aux protéines de transport endogènes qui fournissent des nutriments et des molécules biologiques au SNC; enfin, de petites molécules, si elles sont inhalées, vont être directement absorbées par le nerf olfactif et transportées au cerveau.

Aux Etats-Unis, quatre organismes ont le pouvoir de réglementer les substances neurotoxiques: la FDA, l’EPA, l’OSHA et la CPSC. L’OSHA réglemente généralement les expositions professionnelles aux produits chimiques neurotoxiques (entre autres), l’EPA ayant compétence pour les expositions professionnelles et non professionnelles aux pesticides, aux termes de la loi fédérale sur les insecticides, fongicides et rodenticides (Federal Insecticide, Fungicide and Rodenticide Act (FIFRA)), mais aussi pour les nouveaux produits chimiques. C’est elle qui intervient avant leur fabrication et leur commercialisation et, à ce titre, elle doit tenir compte à la fois des risques professionnels et non professionnels.

Les agents qui ont un effet nocif sur la physiologie, la biochimie ou l’intégrité structurale du système nerveux ou son fonctionnement au niveau comportemental sont considérés comme des produits présentant un risque neurotoxique (EPA, 1993). Il n’est pas facile d’établir le pouvoir neurotoxique d’un produit, en raison notamment de la complexité du système nerveux et des multiples expressions de la neurotoxicité. Certains effets peuvent paraître retardés, comme la neurotoxicité différée de certains insecticides organophosphorés. Il faut donc faire montre de prudence et de discernement lorsqu’on doit se prononcer sur un tel risque et tenir compte des conditions de l’exposition, de la dose, de la durée et du rythme.

L’identification du risque se fait généralement à partir d’études toxicologiques sur des organismes intacts, chez lesquels les fonctions comportementale, cognitive, somato-motrice et somato-sensorielle sont évaluées grâce à toute une panoplie d’outils d’investigation dont la biochimie, l’électrophysiologie et la morphologie (Tilson et Cabe, 1978; Spencer et Schaumberg, 1980). On ne saurait assez insister sur l’importance de l’observation attentive du comportement de l’organisme entier. La toxicité doit aussi être jaugée à différentes étapes du développement, y compris aux premiers stades de la vie (intra-utérine et néonatale) et à celui de la sénescence. Chez l’être humain, la mise en évidence de la neurotoxicité suppose qu’on effectue une appréciation clinique grâce à des méthodes d’évaluation neurologique de la fonction motrice, du langage, des réflexes, de la fonction sensorielle, de l’électrophysiologie, de l’étude neuropsychologique et, dans certains cas, grâce à des techniques avancées d’imagerie du cerveau et d’électroencéphalographie quantitative. L’OMS a mis au point une batterie de tests neurocomportementaux, incluant des témoins de la fonction motrice, de la coordination main-œil, du temps de réaction, de la mémoire immédiate, de l’attention et de l’humeur. Cette batterie a été validée au niveau international dans le cadre d’une initiative coordonnée (Johnson, 1978).

Chez les animaux aussi, l’identification du risque doit se faire au moyen de méthodes d’observation minutieuses. L’EPA a développé une batterie d’observations fonctionnelles qui constitue une première étape à la fois pour déceler et quantifier les effets neurotoxiques majeurs patents (Moser, 1990). Ces paramètres sont inclus dans les tests de toxicité subchronique et chronique de l’OCDE. Une batterie typique porte sur les paramètres suivants: posture; démarche; mobilité; fonction d’éveil et réactivité; présence ou absence de tremblements, convulsions, larmes, horripilation, salivation, miction ou défécation excessives, stéréotypie, mouvements rotatoires ou autres comportements anormaux. Les comportements provoqués incluent la réponse à la manipulation, au pincement de la queue, ou aux claquements; équilibre, réflexe de redressement et force d’agrippement du membre postérieur. Le tableau 33.15 dresse la liste d’un certain nombre de tests représentatifs accompagnée d’exemples de produits qu’ils permettent d’identifier.

Une fois ces tests effectués, on peut procéder à des évaluations plus complexes, réservées en général aux études de mécanisme plutôt que d’identification du risque. Les méthodes in vitro pour l’identification du risque neurotoxique sont d’une application limitée, car elles ne renseignent aucunement sur les effets au niveau des fonctions complexes, telles que l’apprentissage. Par contre, elles peuvent être très utiles pour définir les cibles de la toxicité et améliorer la précision des études dose-réponse au niveau des cibles (voir OMS, 1986 et EPA, 1993 pour des observations détaillées des principes et des méthodes d’identification des neurotoxiques potentiels).

Nous avons expliqué que la relation entre la toxicité et la dose peut être établie à partir de données humaines, quand elles existent, ou à partir d’études sur animaux. Aux Etats-Unis, on emploie en général pour les neurotoxiques une approche de type facteur d’incertitude ou de sécurité. Pour cela, on fixe un «niveau sans effet nocif observé» (No Observed Adverse Effect Level (NOAEL)) ou le «niveau du plus faible effet nocif observé» (Lowest Observed Adverse Effect Level (LOAEL)), le résultat obtenu étant ensuite divisé par un facteur d’incertitude ou de sécurité (généralement un multiple de 10), qui permet de tenir compte de l’imperfection des données, de la sensibilité potentielle plus élevée chez l’humain et de la variabilité de la réponse humaine en fonction de l’âge ou d’autres paramètres. Le nombre qui résulte de ce calcul est appelé dose de référence (DRf) ou concentration de référence (CRf). Pour établir le LOAEL ou le NOAEL, on se fonde en général sur l’effet produit à la dose la plus faible chez l’espèce animale et le sexe les plus sensibles. La conversion de la dose animale à l’exposition humaine est effectuée grâce à des méthodes normalisées de dosimétrie interespèces qui tiennent compte des différences de durée de vie et de durée d’exposition.

L’utilisation d’un facteur de sécurité suppose qu’il existe un seuil ou une dose au-dessous desquels aucun effet nocif ne se produit. Il peut s’avérer difficile d’établir des seuils pour des neurotoxiques spécifiques par la voie expérimentale; ces seuils sont basés sur des hypothèses relatives au mécanisme d’action qui peuvent ne pas convenir pour tous les neurotoxiques (Silbergeld, 1990).

A ce stade, les sources, les voies, les doses et les temps d’exposition à un neurotoxique sont évaluées dans une population humaine, une sous-population ou même chez des individus. Cette information peut être obtenue grâce à des contrôles d’ambiance ou à partir d’échantillons humains, par des estimations basées sur des conditions normalisées d’exposition (telles que les conditions du lieu de travail et les tâches effectuées) ou encore à partir de modèles sur le devenir et la dispersion dans l’environnement (voir EPA, 1992, pour les directives générales relatives aux méthodes d’évaluation de l’exposition). Dans quelques cas limités, on peut recourir aux indicateurs biologiques pour valider les conclusions et les estimations sur l’exposition, bien que les indicateurs utilisables pour les neurotoxiques soient assez peu nombreux.

Pour caractériser le risque, on doit l’identifier et évaluer la relation dose-réponse et l’exposition. Pour cela, on est appelé à faire des hypothèses sur l’extrapolation des fortes doses aux faibles doses ou de l’animal à l’humain, ainsi que sur l’adéquation des hypothèses de seuil et des facteurs de sécurité.

Les risques pour la reproduction peuvent concerner de multiples paramètres fonctionnels et cibles cellulaires chez l’humain et se traduire par des effets au niveau du sujet atteint et de sa descendance. Ces risques peuvent affecter le développement du système reproducteur chez le mâle ou la femelle, les comportements sexuels, la fonction hormonale, l’hypothalamus et l’hypophyse, les gonades et les cellules germinales, la fertilité, la gestation et la durée de la fonction de reproduction (OTA, 1985). De plus, les produits chimiques mutagènes peuvent également affecter la fonction reproductrice en lésant l’intégrité des cellules germinales (Dixon, 1985).

La nature et l’étendue des effets nocifs d’une exposition chimique sur les fonctions de reproduction dans les populations humaines sont encore très peu connues. On dispose d’assez peu d’informations sur la surveillance de paramètres tels que la fertilité de l’homme ou de la femme, l’âge de la ménopause chez la femme, ou la numération spermatique chez l’homme. Pourtant, des hommes et des femmes sont employés dans des branches où ils sont exposés à des produits présentant un danger pour la fonction de reproduction (OTA, 1985).

La présente rubrique met l’accent sur les problèmes spécifiques à l’évaluation du risque des toxiques pour la reproduction, sans revenir sur les aspects communs à l’évaluation des risques touchant à la fois le système reproducteur et le système nerveux. Comme pour les neurotoxiques, la responsabilité en matière de réglementation des produits affectant la fonction de reproduction incombe à l’EPA, l’OSHA, la FDA et le CPSC. Parmi ces organismes, seule l’EPA s’est dotée de lignes directrices permettant l’évaluation du risque pour les fonctions de reproduction. Aux Etats-Unis, l’Etat de Californie a lui aussi élaboré des méthodes pour évaluer le risque toxique sur les fonctions de reproduction, aux termes d’une loi d’Etat, la proposition 65 (Pease et coll., 1991).

Les agents toxiques pour les fonctions reproductrices, comme les neurotoxiques, peuvent affecter l’un des nombreux organes cibles ou sites moléculaires de cette fonction. Leur évaluation est complexe puisqu’il est nécessaire d’évaluer séparément et simultanément trois organismes distincts: le mâle, la femelle et la descendance (Mattison et Thomford, 1989). Alors que l’un des critères essentiels de la fonction reproductrice est la conception d’un enfant sain, la biologie de la reproduction intervient également dans la santé des organismes en développement ou matures indépendamment de leur implication dans la procréation. Par exemple, la perte de la fonction ovulatoire par déplétion naturelle ou ablation chirurgicale des ovaires influe sur la santé des femmes, puisqu’elle entraîne des modifications de la pression sanguine, du métabolisme lipidique et de la physiologie osseuse. Les modifications biochimiques hormonales peuvent être à l’origine d’une plus grande prédisposition au cancer.

L’identification d’un risque sur les fonctions de reproduction peut se faire à partir de données humaines ou animales. En général, les données humaines sont assez peu nombreuses, car elles ne peuvent être obtenues qu’au prix d’une surveillance astreignante pour détecter les troubles de la fonction reproductrice, tels que le spermogramme, la fréquence ovulatoire et la longueur du cycle, ou l’âge de la puberté. La détection d’un risque sur la reproduction à partir d’informations sur les taux de fertilité ou de données sur le nombre de grossesses peut être bouleversée par la suppression intentionnelle de fertilité exercée par beaucoup de couples dans le cadre des mesures de planification familiale. La surveillance minutieuse de certaines populations montre que le taux d’échec de la reproduction (avortements) peut être très élevé, lorsqu’on évalue des indicateurs biologiques de début de grossesse (Sweeney et coll., 1988).

Les protocoles d’étude faisant appel aux animaux d’expérience sont largement employés pour identifier les toxiques agissant sur la reproduction. Dans la plupart de ces études, comme celles effectuées aux Etats-Unis par la FDA et l’EPA et, au niveau international, selon les directives de l’OCDE, les effets d’agents suspects sont mis en évidence d’après: la fertilité après exposition du mâle ou de la femelle; l’observation des comportements sexuels au moment de l’accouplement; et l’examen histopathologique des gonades et des glandes sexuelles accessoires, telles que les glandes mammaires (EPA, 1994). Les études de toxicité sur les fonctions de reproduction impliquent souvent l’administration du produit aux animaux sur une ou plusieurs générations afin de déceler les effets sur le processus de la reproduction dans son intégralité et d’étudier les effets sur les organes spécifiques de la reproduction. Il est recommandé de faire porter les études sur plusieurs générations, car elles permettent de détecter des effets induits par une exposition lors du développement du système reproducteur in utero. Un protocole spécial, le protocole d’évaluation de la toxicité sur la reproduction par administration continue (RACB), a été mis au point aux Etats-Unis dans le cadre du Programme national de toxicologie. Ce test fournit des données sur les modifications de l’espacement temporel des parturitions (reflétant la fonction ovulatoire) et sur le nombre et la taille des portées pendant toute la période du test. Quand le test est effectué tout au long de la vie de la femelle, il donne des informations sur les premiers troubles de reproduction. Les mesures sur le sperme peuvent être ajoutées au RACB pour déceler les modifications de la fonction reproductrice chez le mâle. Le test du dominant létal, qui est un test spécial pour détecter la perte de pré- ou postimplantation, contribue à mettre en évidence les effets mutagènes sur la spermatogenèse.

Des tests in vitro ont également été mis au point comme tests de dépistage de la toxicité sur les fonctions de reproduction (et sur le développement) (Heindell et Chapin, 1993). Ces tests, qui sont généralement utilisés en complément des tests in vivo, fournissent davantage d’informations sur la cible et sur le mécanisme des effets observés.

Le tableau 33.16 montre les trois types de paramètres d’évaluation de la toxicité sur les fonctions de reproduction représentatifs du couple ou spécifiques de la femelle ou du mâle. Les paramètres représentatifs du couple incluent ceux qui sont étudiés sur plusieurs générations et sur l’organisme seul. Ils incluent également en général l’évaluation de la portée. A noter que la mesure de la fertilité chez les rongeurs manque généralement de sensibilité, par rapport aux mesures effectuées chez l’humain et que les effets nocifs sur la fonction reproductrice peuvent se produire à de bien plus faibles doses que celles qui affectent la fertilité de manière significative (EPA, 1994). Les paramètres spécifiques du mâle peuvent inclure les tests du dominant létal de même que l’évaluation histopathologique des organes et du sperme, le dosage des hormones et des marqueurs du développement sexuel. La fonctionnalité du sperme peut également être évaluée par des méthodes de fertilisation in vitro pour détecter les propriétés de pénétration et les aptitudes des cellules germinales; ces tests sont précieux parce qu’ils sont directement comparables aux évaluations in vitro conduites dans les centres de fertilité humaine, même s’ils ne fournissent pas par eux-mêmes une information dose-réponse. Les paramètres propres à la femelle incluent, en plus de l’histopathologie des organes et des dosages hormonaux, l’évaluation des suites de la reproduction, dont la lactation et la croissance de la portée.

Aux Etats-Unis, l’identification du risque se termine par une évaluation qualitative des données sur la toxicité qui permet de classer les produits chimiques selon qu’ils présentent ou non une preuve suffisante de risque (EPA, 1994). Par preuve «suffisante», on entend des données épidémiologiques fournissant des arguments convaincants de la relation causale (ou de son absence), basés sur des études cas-témoins ou de cohortes, ou des séries de cas bien étayés. Des données suffisantes sur les animaux peuvent être couplées à des données limitées chez l’humain pour confirmer l’existence d’un risque sur la reproduction: pour être suffisantes, les études expérimentales doivent en général appliquer les directives de l’EPA sur deux générations et comporter un minimum de données démontrant un effet nocif sur la fonction reproductrice dans une étude bien conduite sur une espèce appropriée. Des données humaines limitées peuvent être disponibles ou non; elles ne sont pas nécessaires aux fins de l’identification du risque. Pour exclure un risque potentiel sur la reproduction, les données animales doivent inclure un ensemble de paramètres établi à partir de plusieurs études montrant l’absence d’effet nocif sur la reproduction aux doses minimales toxiques pour l’animal (EPA, 1994).

Comme dans le cas de l’évaluation des agents neurotoxiques, la démonstration d’effets liés à la dose constitue une partie importante de l’évaluation du risque pour les toxiques de la reproduction. Les analyses dose-réponse achoppent sur deux difficultés: la toxicocinétique complexe lors de la gestation, et l’importance de distinguer la toxicité qui affecte véritablement la reproduction de la toxicité générale sur l’organisme. Les animaux affaiblis, ou ceux présentant une toxicité non spécifique notable (une perte de poids par exemple) peuvent ne pas ovuler ou s’accoupler. Une toxicité maternelle peut affecter la viabilité de la gestation ou la possibilité de lactation. Ces effets, bien que révélateurs d’une toxicité, ne sont pas spécifiques de la reproduction (Kimmel et coll., 1986). L’évaluation de la relation dose-réponse pour un paramètre spécifique, tel que la fertilité, doit s’effectuer dans le cadre d’une étude générale de la reproduction et du développement. Les relations dose-réponse pour différents effets peuvent être individuellement significatives, mais interférer entre elles. Ainsi, des agents qui réduisent la taille de la portée peuvent ne pas avoir d’effet sur le poids de celle-ci en raison d’une faible interférence sur la nutrition intra-utérine.

Le moment et la durée des expositions sont des facteurs qui revêtent une grande importance lorsqu’on se propose d’évaluer la toxicité sur la reproduction. Selon le processus biologique en cause, les mesures cumulatives de l’exposition peuvent ne pas être suffisamment précises. On sait que l’exposition peut avoir des conséquences variables aussi bien chez l’humain que chez l’animal selon le stade de développement auquel elle se produit chez le mâle et chez la femelle (Gray et coll., 1988). Les conséquences d’un effet toxique au niveau de la spermatogenèse ou de l’ovulation dépendent également du moment où elles se produisent. Les effets sur la spermatogenèse peuvent être réversibles si l’exposition cesse, alors que la toxicité sur l’ovocyte n’est pas réversible puisque le nombre de cellules germinales utilisables pour l’ovulation est fixe (Mattison et Thomford, 1989).

Comme pour les neurotoxiques, on suppose qu’il existe de façon générale un seuil pour les toxiques de la reproduction. Cependant, l’action des agents mutagènes sur les cellules germinales peut être considérée comme une exception à cette hypothèse générale. Pour les autres paramètres, on calcule une DRf (dose de référence) ou une CRf (concentration de référence) comme pour les neurotoxiques en déterminant le NOAEL ou le LOAEL et en appliquant un facteur de sécurité. L’effet utilisé pour établir le NOAEL ou le LOAEL est le paramètre le plus sensible chez l’espèce mammifère la plus appropriée et la plus sensible (EPA, 1994). Le facteur de sécurité prend en compte les variations interespèces et intraespèce, la possibilité de définir un véritable NOAEL ainsi que la sensibilité du paramètre détecté.

La caractérisation du risque devrait également s’intéresser à des groupes spécifiques de population soumis au risque, en tenant notamment compte des différences mâle-femelle, de l’état de la gestation et de l’âge. On devra prendre en considération les sujets particulièrement sensibles, comme les femmes allaitant, celles dont le nombre d’ovocytes est réduit, les hommes à faible numération spermatique, ou encore les adolescents prépubères.