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Oxyde de tert-butyle et de méthyle (1634-04-4)
Informations générales
Dernière vérification le 18/12/2025
Identification
Numero CAS
1634-04-4
Nom scientifique (FR)
Oxyde de tert-butyle et de méthyle
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (FR)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
216-653-1
Code SANDRE
1512
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C5H12O }\)
Code InChlKey
Code SMILES
O(C(C)(C)C)C
Classification CLP
Type de classification
Harmonisée
ATP insertion
CLP00
Description de la classification
Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP
H225
H315
| Mention du danger - Code | H225 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Liquide et vapeurs très inflammables |
| Classe(s) de dangers | Liquides inflammables |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H315 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Provoque une irritation cutanée |
| Classe(s) de dangers | Corrosion / Irritation cutanée |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
88.15 g/mol
Tableau des paramètres
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Bibliographie
Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 30/06/2026
Matrices
Atmosphère
Le MTBE se volatilise facilement de l’eau vers l’air du fait de la valeur élevée de la constante de Henry.
Milieu eau douce
Le MTBE est très soluble dans l’eau.
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Milieu sédiment eau douce
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Milieu terrestre
La faible valeur du coefficient de partage carbone organique-eau (Koc) permet de conclure que le MTBE a une mobilité élevée dans les sols.
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Persistance
Biodégradabilité
Le MTBE n'est pas facilement biodégradable dans l'environnement aquatique : Dans un test de la "bouteille fermée" (OCDE Ligne Directrice 301D) avec 2 mg de substance, aucune dégradation n'est observée après 28 jours (Huels, 1991c). Ce même test a été réalisé avec également 2 mg de substance, il a montré 1,8 % de dégradation après 28 jours (RBM,1996). Aucun résultat de test standardisé sur la biodégradation inhérente n'est disponible. Les seules données disponibles proviennent de tests non standards qui indiquent que le MTBE n'est pas biodégradable de façon inhérente, bien que de forts taux de minéralisation aient été observés dans ces tests utilisant des inoculum de caractéristiques spéciales (Salanitro et al., 1994; Sun et al., 1993). En anaérobie, une étude faite par Mormile et al., (1994) sur un microcosme eau/sédiment statique a montré que le MTBE a été dégradé lentement. Après 152 jours, seul un échantillon a montré approximativement une diminution de 50 % de la concentration du MTBE. Après 249 jours d'incubation, le MTBE n'est pas dégradé dans des conditions d’anaérobie (Suflita et Mormile, 1993).
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Dégradabilité abiotique
Hydrolyse
En milieu très acide, le MTBE peut être hydrolysé mais le pH nécessaire est très inférieur au pH existant dans le milieu naturel.
Photolyse dans l'eau
Le spectre UV du MTBE indique que la photolyse directe dans l'eau ne peut pas avoir lieu.
Dégradation dans l'air
D'après les données existantes, la demi-vie de dégradation du MTBE dans l'air est de 3 à 6 jours selon les conditions environnementales.
En utilisant un taux de dégradation constant de 2,84.10-12 et une concentration en radicaux OH de 5.105 radicaux.cm-3, une demi-vie de 5,65 jours a été calculée.
Milieu terrestre
D'après les études disponibles, le MTBE n'est pas biodégradable dans le sol. La CE (2001) a retenu une de demi-vie de 106 jours.
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Bioaccumulation
Organismes aquatiques
Un BCF de 2,7 pour 28 jours d'exposition des Pimephales promelas est mentionné dans OMS IPCS (1998) (Veith et Kosian, 1983).
Des BCF du corps entier de 1,5 et 1,4 ont été enregistrés pour des carpes japonaises exposées à 10 et 80 mg.L-1 de MTBE dans un système continu à 25°C. Les poissons exposés pendant 28 jours et ensuite transférés dans une eau propre ont éliminé presque tous les résidus de MTBE en 3 jours (Fujiwara et al., 1984).
Ces BCFs ainsi que la faible valeur du Kow indiquent un faible potentiel de bioconcentration. La CE (2001) a retenu un BCF de 1,5.
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Organismes terrestres
Aucun résultat d’essai valide n’a pu être trouvé dans la littérature.
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 30/06/2026
Introduction
L'ensemble des informations et des données toxicologiques provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (ATSDR, 1998 ; OMS IPCS, 1998 ; IARC, 1999 ; CE, 2000). Les références bibliographiques sont citées pour permettre un accès direct à l'information scientifique mais n'ont généralement pas fait l'objet d'un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche.
Toxicocinétique
Chez l'homme
Absorption
Le méthyl tertio-butyl éther (ou MTBE) peut pénétrer dans l'organisme par inhalation, ingestion, et dans une moindre mesure par contact cutané. L'essentiel des données provient d'études expérimentales réalisées chez des volontaires sains et d'études épidémiologiques réalisées chez des personnes exposées à l'essence oxygénée (contenant environ 15 % de MTBE). Le MTBE est rapidement absorbé par inhalation chez l'homme. Chez 10 volontaires mâles exposés durant 2 heures d'exercice physique léger à des concentrations de 5, 25 ou 50 ppm (18, 90 ou 180 mg.m-3), le taux d'absorption pulmonaire variait de 32 à 42 % (Johanson et al., 1995). Les taux assez élevés s'accompagnent d'une diminution de la fréquence ventilatoire de l'ordre de 50%. Les calculs correctifs effectués par Nihlen et al., (1998b) montrent un taux d'absorption de 42 à 49 %. Ce taux peut-être modifié selon que l'on respire par le nez et la bouche ou seulement la bouche. Les taux sanguins de MTBE augmentent rapidement dès le début de l'exposition et s'effondrent à la fin de l'exercice. A 50 ppm de MTBE, le pic sanguin est de 1,14 mg.L-1 (Johanson et al., 1995). Il existe une forte corrélation entre les niveaux de MTBE dans l'air (variant entre 0,02 et 2,92 mg.m-3) et les variations des concentrations sanguines mesurées chez des travailleurs exposés avant (moyenne : 1,15 µg.L-1) et après (moyenne : 1,8 µg.L-1 ) une journée de travail (Moolenaar et al., 1994). Les taux moyens sont proportionnels à la concentration inhalée (Johanson et al., 1995 ; Nihlen et al., 1998b) au moins jusqu'à 50 ppm. Selon Pekari et al., (1996), il en est de même jusqu'à 75 ppm (270 mg.m-3) pour 4 heures d'exposition. A l'arrêt de l'exposition, la concentration sanguine chute rapidement en raison de la métabolisation du MTBE et de son élimination par voie respiratoire. Il n'y a pas de données sur la pénétration cutanée du MTBE. Par voie digestive, en raison de son faible poids moléculaire et de son caractère très lipophile, on peut s'attendre à une absorption rapide et importante. Historiquement, le MTBE a été administré par voie per cutanée et trans hépatique pour dissoudre des calculs de la vésicule. Les taux sanguins observés étaient similaires à ceux observés par Pekari.
Distribution
Le MTBE est une petite molécule lipophile qui franchit facilement les barrières biologiques. Il se distribue à tous les organes par voie sanguine. Chez les sujets traités pour la dissolution des calculs biliaires, le MTBE est retrouvé dans le sang, le tissu graisseux et le lait maternel. A la fin du traitement, la concentration dans le lait est identique à celle du sang, et 3 à 4 fois plus élevée dans la graisse (Leuschner et al., 1991).
Métabolisme
Le MTBE qui n'est pas directement éliminé par expiration est métabolisé initialement en tert-butanol (TBA) et formaldéhyde. Chez l'homme, des taux élevés de TBA ont été mesurés après exposition au MTBE, les taux étant comparables à ceux du MTBE (Prah et al., 1994 ; Johanson et al., 1995 ; Cain et al., 1996 ; Nihlen et al., 1998b). Les composés secondaires du métabolisme sont le méthanol, l'acide formique et le dioxyde de carbone. Des traces de méthanol ont été détectées dans le sang et l'urine de patients traités par le MTBE pour des calculs de la vésicule (Leuschner et al., 1991). Ces métabolites sont également éliminés rapidement de l'organisme, dans l'air exhalé ou dans l'urine.
Élimination
L'élimination respiratoire du MTBE inhalé représente 32 à 47 % de la quantité absorbée. Moins de 0,1 % est excrété inchangé dans les urines et moins de 1 % sous forme de TBA dans les urines des 24 heures. Le MTBE est éliminé sous forme des métabolites finaux (Nihlen et al., 1998b).
Chez l'animal
Absorption
Les données obtenues chez l'animal confirment le taux d'absorption élevé du MTBE au niveau pulmonaire ou oral. Des rats exposés par inhalation au 14C-MTBE à la dose de 400 ou 8 000 ppm durant 6 h ont présenté une augmentation rapide des concentrations plasmatiques en MTBE, avec un plateau obtenu au bout de 2 h (Miller et al., 1997). Par voie orale, des rats ayant reçu une dose unique de 40 ou 400 mg.kg-1 de 14C-MTBE, ont présenté un pic de concentration plasmatique en moins de 15 min, suggérant une absorption rapide. En 48 h, de 80 à 95 % de la radioactivité de départ (inhalée ou ingérée) a été récupérée dans l'air exhalé et l'urine, suggérant un taux d'absorption élevé (Miller et al., 1997). Par voie cutanée, l'absorption du MTBE est moins importante, et augmente avec la dose. Chez le rat, elle a été estimée à 14,5 % à la dose de 40 mg.kg-1 et 35,7 % à la dose de 400 mg.kg-1 (Miller et al., 1997). L'absorption cutanée se produit probablement par diffusion passive (ATSDR, 1998).
Métabolisme
Le MTBE absorbé passe dans le sang où sa demi-vie est de l'ordre de 0,5 à 0,8 h, une partie étant éliminée par inhalation, l'autre partie étant déméthylée en tert-butanol (TBA) et formaldéhyde via les cytochromes P4502E1 et P4502B1 (Brady et al., 1990). Le formaldehyde peut être ensuite réduit en méthanol et oxydé en acide formique (Snyder, 1979), qui peut à son tour être métabolisé en dioxyde de carbone. Le TBA est métabolisé en 2-méthyl-1,2-propanediol et en acide a-hydroxyisobutyrique, qui sont éliminés par voie urinaire. Le MTBE et son métabolite majeur, le TBA, ont été retrouvés dans le cerveau, le foie, le tissu graisseux et les reins (Savolainen et al., 1985 ; Borghoff et al., 1998).
Élimination
L'exposition de rats à du MTBE radiomarqué, par inhalation (400 ou 8 000 ppm durant 6 h) ou voie orale (40 ou 400 mg.kg-1 en une prise), a montré que l'élimination de ce composé et de ses métabolites était quasiment totale au bout de 48 h et se produisait essentiellement par voie pulmonaire et rénale, et ce quelle que soit la voie d'administration (Miller et al., 1997). Il n'y a donc pas d'accumulation significative dans l'organisme.
Equivalents biosurveillance
Description
Le MTBE n'existant pas à l'état naturel, les teneurs en cette substance dans les différents milieux biologiques devraient être nulles chez des personnes non exposées. Suite à l'utilisation de MTBE dans les carburants comme additif, la concentration sanguine en cette substance chez des banlieusards faisant chaque matin le trajet domicile-travail en voiture a été estimée à 0,18 µg.L-1 (0,05-0,3 µg.L-1). Après la suppression de ces carburants reformulés, la concentration sanguine est tombée à 0,09 µg.L-1 (<0,05-0,41 µg.L-1) (Moolenaar et al., 1994). Une forte corrélation existe entre les teneurs sanguines et les concentrations dans l'air.
Toxicité aiguë
Généralités
Afin d'augmenter l’indice d’octane des carburants et plus récemment, afin de réduire l'émission de dioxyde de carbone, le MTBE a été utilisé comme additif à l'essence, à raison de 15% en volume. En 1992, peu de temps après l’addition de MTBE dans les carburants, en Alaska notamment, de nombreux utilisateurs se sont plaint de maux de tête, d’irritation oculaire et de toux (Beller et Middaugh, 1992 ; Chandler et Middaugh, 1992). Diverses études épidémiologiques et expérimentales ont été initiées. Dans cette partie sont décrites uniquement les études d'exposition contrôlée, les études de terrain, concernant des expositions répétées, étant développées dans la rubrique "Toxicologie à doses répétées".
Chez l'homme
Inhalation
Aucune donnée n'est disponible concernant la mortalité chez l'homme après inhalation de MTBE.
L'exposition de volontaires sains à des doses correspondant à l'exposition de populations durant un trajet de banlieue (5-6 mg.m-3 durant 1 h), n'a induit aucune inflammation des muqueuses oculaires ou nasales et aucun symptôme tel que céphalée, fatigue, irritation, hormis une sensation de gêne liée à l'odeur, surtout chez les femmes (Prah et al., 1994 ; Cain et al., 1996). Des résultats similaires ont été observés pour des expositions à des niveaux plus élevés : 18, 90 ou 180 mg.m-3 (5, 25 ou 50 ppm) durant 2 h (Johanson et al., 1995 ; Nihlen et al., 1998a). Des effets légers, essentiellement une sensation de lourdeur dans la tête, et dans une moindre mesure une irritation des muqueuses, ont été décelés chez des volontaires exposés durant 3 h à 268 mg.m-3 (75 ppm) (Riihimaki et al., 1996). Au cours de ces études, l'odeur du MTBE a entraîné une gêne importante chez les personnes exposées. En effet, le MTBE a une odeur nauséabonde, détectable dès 0,1 à 0,2 mg.m-3 et identifiable dès 0,2 à 0,5 mg.m-3 pour le produit pur (TRC, 1993 ; Smith et Duffy, 1995). En mélange dans l'essence, la limite de détection se situe entre 0,3 et 3 mg.m-3 (HEI, 1996).
D'après ces résultats, il est peu probable que le MTBE puisse, à lui seul, exercer des effets toxiques aigus sur la population générale dans les conditions habituelles d'exposition par la voie respiratoire. Il est cependant à noter que les effets potentiels d'essences additionnées de MTBE, dans les conditions où la plupart des gens sont exposés à cet additif lorsqu'ils utilisent des carburants oxygénés, n'ont été étudiés ni expérimentalement, ni par le biais de méthodes épidémiologiques prospectives. Par ailleurs, le rôle de facteurs tels que la perception de la présence de MTBE, explicable en partie par l'odeur particulière de ce composé, n'a pas été étudié non plus.
Voie orale
Aucune donnée n'est disponible concernant la mortalité chez l'homme après ingestion de MTBE.
Autres voies d'exposition
Le MTBE a été également utilisé chez de nombreux patients pour traiter les calculs biliaires. Le traitement consiste à instiller puis aspirer, à raison de 4 à 6 fois par minute, 1 à 15 mL de MTBE dans la vésicule biliaire via un catheter transhépatique. Le temps moyen de traitement est de quelques heures, voire dans certains cas de trois jours, à raison de 7 heures par jour (CE, 2000). Au cours du traitement, des complications légères sont fréquemment observées, telles que nausées, somnolence, vomissements, sensations locales de brûlures, et une élévation transitoire des transaminases hépatiques, accompagnée de fièvre, a été notée chez 5 à 24 % des patients (Neoptolemos et al., 1990 ; Leuschner et al., 1991 ; Janowitz et al., 1993). Ces derniers symptômes se produisant le plus souvent après retrait du catheter, ils peuvent s'expliquer par une fuite transitoire de bile (Thistle et al., 1989) mais cependant, on ne peut exclure la possibilité d'une action directe du MTBE sur les hépatocytes. Par ailleurs, il a été montré que le MTBE pouvait avoir une action inflammatoire et irritante au niveau de la paroi de la vésicule biliaire et du duodénum (Leuschner et al., 1991 ; Van Sonnenberg et al., 1991 ; Janowitz et al., 1993). Dans certains cas, le MTBE a débordé de la vésicule biliaire et s'est retrouvé au niveau du canal cystique puis du duodénum. Les patients présentent alors une légère sédation voire une désorientation, et l'odeur du MTBE est décelable dans l'haleine (Ponchon et al., 1988). Un cas de coma, réversible en quatre heures, a été observé chez un patient après débordement de 15 mL de MTBE. Une insuffisance rénale aiguë s'est ensuite développée, probablement liée à une hémolyse. Après traitement par dialyse durant 18 jours, la fonction rénale s'est complètement rétablie (Ponchon et al., 1988). Après débordement de 5 à 7 mL de MTBE par heure durant 7 heures, une patiente âgée a présenté une ulcération superficielle du duodenum (Thistle et al., 1989).
Chez l'animal
Inhalation
Chez diverses espèces animales, le MTBE présente une toxicité aiguë faible par inhalation.
Par inhalation, une CL50 de 39 460 ppm (142 000 mg.m-3) sur 4 heures a été établie chez le rat (ARCO Chemical Company, 1980). Les animaux présentaient une irritation oculaire et nasale, une mauvaise coordination et une respiration irrégulière et rapide. Aux plus fortes concentrations, la respiration était superficielle et épisodique, aboutissant à la mort des animaux. Les survivants avaient totalement récupéré en 24 h. Chez la souris, une CL50 de 180 000 ppm pour 10 min d'exposition a été déterminée (Snamprogetti, 1980). Aucune mortalité n'a été notée chez des rats, souris ou lapins, exposés par intermittence entre 1 et 13 jours à 8 000 ppm de MTBE (Dodd et Kintigh, 1989 ; Vergnes et Chun, 1989 ; Vergnes et Chun, 1994), ou exposés durant la gestation (Conaway et al., 1985 ; Tyl, 1989). Les deux organes cibles privilégiés du MTBE par inhalation sont le système respiratoire et le système nerveux central. Des rats exposés à 400 ou 8 000 ppm de MTBE durant 6 heures ont présenté une ataxie en 30 minutes et un assoupissement au bout de 1 h 30 (Biosereach Laboratories, 1990a). Une neurotoxicité a été observée chez des souris exposées par intermittence durant 2 jours à 3 000 ppm (hypoactivité) et 8 000 ppm (hypoactivité, respiration abdominale, ataxie et prostration) (Vergnes et Chun, 1994). Chez le rat, un NOAEL de 800 ppm a été établi pour 6 heures d'exposition (Gill, 1989).
Voie orale
Chez diverses espèces animales, le MTBE présente une toxicité aiguë faible par voie orale.
Par voie orale, la DL50 a été estimée à 3 800 mg.kg-1 chez le rat (ARCO Chemical Company, 1980) et 4 000 mg.kg-1 chez la souris (Little et al., 1979). Le système nerveux central (SNC) est la cible principale du MTBE. Des doses fortes par voie orale (≥ 4 080 mg.kg-1) causent une forte dépression du SNC, une ataxie, des tremblements et une respiration pénible chez le rat (ARCO Chemical Company, 1980). Ces signes apparaissent rapidement mais disparaissent ou sont fortement atténués au bout de 24 h. Un NOAEL de 40 mg.kg-1 pour les effets neurologiques a été identifié (Biosereach Laboratories, 1990b). Outre des effets respiratoires, le MTBE par voie orale a des effets irritants sur le tractus gastro-intestinal, se traduisant notamment par des diarrhées chez le rat (Robinson et al., 1990).
Voie cutanée
Chez diverses espèces animales, le MTBE présente une toxicité aiguë faible par voie cutanée.
Par voie cutanée, aucune mortalité n'a été observée chez des rats exposés à 400 mg.kg-1 (Biosereach Laboratories, 1990b) ou chez des lapins exposés à 10 000 mg.kg-1 (ARCO Chemical Company, 1980) durant 24 h. Chez ces derniers, une irritation locale cutanée a été observée, se traduisant par des érythèmes, œdèmes, épaississements et nécroses. Le MTBE ne semble pas avoir de potentiel sensibilisant (Cuthbert, 1979 ; Litton Bionetics, 1980). Le MTBE a également induit des irritations oculaires réversibles chez des lapins, après instillation de 0,1 mL au niveau de la conjonctive, caractérisées par une congestion, une opacification de la cornée et une lacrymation (Snamprogetti, 1980).
Toxicité à doses répétées
Effets généraux
Chez l'homme
Inhalation
Après addition du MTBE à l'essence, divers utilisateurs se sont plaint de maux de tête, nausées, vertiges (voir paragraphe 3.2). Un certain nombre d'études épidémiologiques ont été initiées par le centre de prévention et de contrôle des maladies (CDC) aux Etats-Unis.
Une étude pilote a été réalisée en Alaska, pour établir un lien éventuel entre l'exposition au MTBE et les symptômes observés (Moolenaar et al., 1994). Durant le programme d'oxygénation des carburants (phase I) et trois mois après sa suspension (phase II), l'exposition a été évaluée par mesure des concentrations en MTBE dans l'air et des teneurs sanguines en MTBE et tert-butanol (TBA), chez des travailleurs fortement exposés aux vapeurs d'essence (pompistes, mécaniciens). Un questionnaire a permis d'établir la prévalence de 15 symptômes, dont 7 symptômes clés, issus des plaintes enregistrées (céphalée, irritation oculaire, brûlures de la gorge et du nez, toux, nausées ou vomissements, vertiges, désorientation) et 8 autres (fatigue, fièvre, transpiration ou frissons, diarrhée, malaise, irritation cutanée, douleur musculaire et difficultés respiratoires). Les teneurs sanguines en MTBE, bien qu'environ six fois plus élevées durant la phase I par rapport à la phase II, étaient globalement faibles (inférieures à 0,5 µmol.L-1 soit 44 µg.L-1). L'apparition des symptômes clés a été plus importante durant la phase I (céphalées : 13/18, irritations oculaires : 12/18, nausées : 6/18, vertiges : 8/18, désorientation : 6/18) par rapport à la phase II (céphalées : 1/28, irritations oculaires : 2/28, nausées : 1/28, vertiges : 0/18, désorientation : 0/18). Les travailleurs présentant les teneurs sanguines en MTBE les plus élevées (jusqu'à 38 µg.L-1) ont rapporté le plus de symptômes, bien que la relation ne soit pas significative. Un résultat similaire a été observé sur une population de 37 travailleurs et 14 banlieusards (White et al., 1995).
Dans une étude visant à déterminer les effets du MTBE sur le système immunitaire, aucun effet n'a été noté sur les teneurs sanguines en interleukine 6 chez des personnes exposées à des émanations de carburants oxygénés (Duffy, 1994).
Une étude de cohorte a examiné la prévalence de divers symptômes chez 115 garagistes exposés à l'essence oxygénée, par rapport à un groupe de 122 garagistes, 10 semaines après arrêt de l'emploi de ce type de carburant (Mohr et al., 1994). L'examen des questionnaires a montré que l'ensemble des travailleurs se plaignaient de "symptômes associés au MTBE" (sans plus de précision) à l'issue d'une journée de travail. Toutefois, aucune différence significative entre les deux populations n'a été notée.
Une étude téléphonique a été menée dans le Wisconsin en 1995, afin d'apprécier la prévalence et l'étendue des plaintes suite à l'utilisation de carburant reformulé (Anderson et al., 1995). Environ 1 500 personnes ont été questionnées. Les résultats de cette étude ont montré que les symptômes enregistrés (irritation de la gorge, difficultés à respirer, congestion des sinus) étaient en relation avec l'âge, le statut allergique et le fait d'avoir eu récemment une affection respiratoire type rhume ou grippe, mais pas avec le fait d'avoir acheté du carburant (et donc d'avoir été exposé). De plus, les individus sensibilisés au problème et reconnaissant avoir acheté du carburant contenant du MTBE se plaignaient plus que les autres, ce qui suggérait un biais dans la perception et l'attribution aux carburants oxygénés de tout symptôme inhabituel. Au vu de ces résultats, une commission d'experts indépendants a conclu que cette étude ne permettait pas de prouver que l'exposition aux carburants reformulés était associée à des effets conséquents sur la santé (HEI, 1996).
Une étude a été menée en Finlande pour apprécier la prévalence de symptômes neurophysiologiques (sensoriels et moteurs) chez des conducteurs de camions-citernes exposés à de l'essence contenant 10 % de MTBE, par rapport à des livreurs de lait non exposés (Hakkola et al., 1996). Une corrélation a été trouvée entre la prévalence des symptômes et l'âge ou les maladies chroniques. Bien qu'il y ait plus de symptômes nerveux chez les conducteurs de camions-citernes, cette différence n'était pas significative et sans relation avec la durée du travail.
L’état des lymphocytes présents dans le sang périphérique a été examiné chez un groupe de 60 patients (38 hommes et 22 femmes dont l’âge moyen est de 42 ans, allant de 18 à 71 ans) ayant été exposés par voie orale à de l’eau contaminée par du MTBE (1 à 76 µg.mL-1) et du benzène (0,2 à 14 µg.mL-1). L’examen a été réalisé 1 an après la dernière exposition (Vojdani et al., 1997). Le groupe témoin (17 hommes et 15 femmes) utilisé dans cette étude comprenait des volontaires sains habitant dans la même région que les patients mais n’ayant pas été contaminés par voie orale ou par voie respiratoire par du MTBE ou par d’autres substances. Le groupe de patients présentait de sévères maux de têtes, des malaises, une fatigue, un épuisement, une difficulté à se concentrer, une anxiété, des étourdissements, des insomnies et une perte de mémoire à court terme. Les résultats ont montré que 1 à 58 % des lymphocytes du sang périphérique rentraient en apoptose alors que ce pourcentage était de 1 à 28 % chez le groupe témoin. De plus, alors que 52 % des cellules étaient en phase S du cycle cellulaire (phase de réplication de l’ADN) ou en mitose (phase de division cellulaire), 89 % des cellules du groupe témoin étaient en phase stationnaire. Cette étude a mis en avant des changements concernant les cellules immunocompétentes mais aucune conclusion concernant les causes de ce changement ne peut être établie.
Synthèse
| Voies d’exposition | Taux d’absorption | Organe cible Principal | Organe cible Secondaire |
|---|---|---|---|
Inhalation
Ingestion
Cutanée | 32 - 42 %*
ND
ND | SNC ** Système respiratoire
SNC ** TGI ***
| Sang Foie (souris)
|
*Taux net (non compris les teneurs dans l’air exhalé).
** Système nerveux central
*** Tractus gastrointestinal
Chez l'animal
Toutes voies
L'exposition réitérée au MTBE a été étudiée chez le rat et la souris.
Au cours de ces études, des effets sur le système nerveux central (hypoactivité, ataxie) ont été observés à la fin de chaque exposition journalière, chez des animaux par inhalation à des doses supérieures à 4 000 ppm (Dodd et Kintigh, 1989 ; Chun et Kintigh, 1993 ; Lington et al., 1997). On peut considérer que ces manifestations correspondent plus à des effets aigus que chroniques.
Outre ces symptômes, une augmentation du poids relatif du foie et des reins a été fréquemment observée (Dodd et Kintigh, 1989 ; Burleigh-Flayer et al., 1992 ; Chun et al., 1992 ; Chun et Kintigh, 1993).
Chez le rat cependant, la toxicité hépatique du MTBE apparaît peu importante : des animaux exposés jusqu'à 8 000 ppm de MTBE durant 4-5 semaines (Chun et Kintigh, 1993) ou 13 semaines (Dodd et Kintigh, 1989), n'ont pas présenté de signes cliniques ou histologiques de toxicité hépatique.
La toxicité hépatique du MTBE apparaît légèrement plus importante chez la souris, se traduisant notamment par une hypertrophie cellulaire centrilobulaire à des doses de 8 000 ppm durant 28 jours (Chun et Kintigh, 1993) ou 3 000 ppm durant 18 mois (Burleigh-Flayer et al., 1992).
Chez le rat mâle, le MTBE induit spécifiquement une néphropathie se traduisant par une dégénérescence hyaline au niveau des tubules proximaux. Cet effet a été observé pour des expositions par inhalation à des doses de 8 000 ppm durant 13 semaines (Dodd et Kintigh, 1989). La formation de gouttelettes hyalines au niveau des cellules tubulaires rénales suggère une accumulation d'a2u-globuline, qui est une protéine spécifique des rats mâles (ATSDR, 1998). Ces derniers, à la différence des femelles, ont présenté une augmentation de la quantité d'a2u-globuline après exposition à plus de 800 ppm de MTBE durant 13 semaines. Cette accumulation n'était cependant pas dose-dépendante et présentait un caractère atypique (Swenberg et Dietrich, 1991). L'utilisation d'un anticorps anti-a2u-globuline n'a pas mis en évidence d'accumulation de cette protéine au niveau des lésions rénales observées chez des rats mâles après exposition à 8 000 ppm de MTBE durant 4 semaines (Chun et Kintigh, 1993). Ceci suggère un autre mode d'action, peut-être l'accumulation d'une autre protéine spécifique aux rats mâles (ATSDR, 1998). En raison de la spécificité probable de cette atteinte, cet effet du MTBE ne serait pas à considérer chez l'homme.
Enfin, l'exposition réitérée au MTBE par inhalation (1 000-8 000 ppm durant 13 semaines) a induit des effets légers au niveau de la numération sanguine (Dodd et Kintigh, 1989 ; Robinson et al., 1990).
Voie orale
L'exposition réitérée au MTBE a été étudiée chez le rat et la souris.
Au cours de ces études, des effets sur le système nerveux central (hypoactivité, ataxie) ont été observés à la fin de chaque exposition journalière, chez des animaux soumis par voie orale à des doses comprises entre 440 et 1 200 mg.kg-1.j-1 (Robinson et al., 1990 ; IITRI, 1992). On peut considérer que ces manifestations correspondent plus à des effets aigus que chroniques.
Outre ces symptômes, une augmentation du poids relatif du foie et des reins a été fréquemment observée (Robinson et al., 1990 ; IITRI, 1992 ; Zhou et Ye, 1999).
Chez le rat cependant, la toxicité hépatique du MTBE apparaît peu importante : des rats exposés par voie orale à 1 750 mg.kg-1.j-1 durant 4 semaines (IITRI, 1992) ou à 1 000 mg.kg-1.j-1 durant 104 semaines (Belpoggi et al., 1995). Une modification de l'activité de certaines enzymes hépatiques a pu être observée (Greenough et al., 1980 ; Dodd et Kintigh, 1989) mais la signification biologique de ces effets est peu claire. Une diminution significative de l'urée sanguine a été observée chez des rats dès 100 mg.kg-1.j-1 durant 90 jours (Robinson et al., 1990).
Chez le rat mâle, le MTBE induit spécifiquement une néphropathie se traduisant par une dégénérescence hyaline au niveau des tubules proximaux. Cet effet a été observé pour des expositions par voie orale à des doses de 1 428 mg.kg-1.j-1 durant 14 jours (Robinson et al., 1990) ou 440 mg.kg-1.j-1 durant 4 semaines (IITRI, 1992). La formation de gouttelettes hyalines au niveau des cellules tubulaires rénales suggère une accumulation d'a2u-globuline, qui est une protéine spécifique des rats mâles (ATSDR, 1998). En raison de la spécificité probable de cette atteinte, cet effet du MTBE ne serait pas à considérer chez l'homme.
Enfin, l'exposition réitérée au MTBE par voie orale (1 200 mg.kg-1.j-1 durant 13 semaines) a induit des effets légers au niveau de la numération sanguine (Dodd et Kintigh, 1989 ; Robinson et al., 1990).
Synthèse
| Voies d’exposition | Taux d’absorption | Organe cible Principal | Organe cible Secondaire |
|---|---|---|---|
Inhalation
Ingestion
Cutanée | 80 %
80 %
14,5 – 35,7 % | SNC ** Système respiratoire
SNC ** TGI ***
| Sang Foie (souris)
|
*Taux net (non compris les teneurs dans l’air exhalé).
** Système nerveux central
*** Tractus gastrointestinal
Effets cancérigènes
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | non classé | 2004 |
| IARC | Groupe 3 : ne peut être classé pour sa cancérogénicité pour l’homme | 1999 |
Chez l'homme
Synthèse
Aucune donnée n'est disponible concernant la cancérogénicité du MTBE chez l'homme, et ce, quelle que soit la voie d'administration (ATSDR, 1998).
Chez l'animal
Toutes voies
Concernant les effets cancérogènes du MTBE, une augmentation du risque de certaines tumeurs (adénomes testiculaires, lymphomes/leucémies) a été observée chez le rat, mais ces études ne permettent pas de conclure sur la cancérogénicité du MTBE. Il n’a fait l’objet d’aucune classification par l’IARC, l’Union Européenne ou l’US EPA. Par ailleurs, l’ECB a conclu en 2002 que les données ne permettaient pas de conclure à un risque cancérogène du MTBE.
De plus, la présence de quelques études de génotoxicité positives du MTBE (4 sur 16 in vitro, 1 sur 8 in vivo) et d’un métabolite, le tert-butanol (TBA) (2 sur 7 in vitro), ne permet pas de conclure sur le potentiel génotoxique du MTBE. Un autre de ses métabolites, le formaldéhyde, est quant à lui génotoxique, mais n’est pas retrouvé dans l’organisme car rapidement biotransformé. La réévaluation de l’ensemble des données disponibles en 2019 a conduit l’Anses à conclure que la plupart des études ne mettent pas en évidence d’effet génotoxique du MTBE. Néanmoins, certaines incertitudes persistent quant au potentiel mutagène du MTBE du fait de données qui ne permettent pas d’écarter complètement une mutagénicité indirecte de la substance (Anses, 2023).
En 2023, l’ATSDR précise que le MTBE n’est pas un agent mutagène ou clastogène puissant. Bien que le MTBE (et/ou ses métabolites) puisse se lier directement à l’ADN, les preuves de dommages à l’ADN après exposition sont incohérentes. De plus, plusieurs revues ont évalué les mécanismes non génotoxiques potentiels de l’action cancérogène du MTBE. Collectivement, ces revues suggèrent que le développement de tumeurs tubulaires rénales chez les rats mâles est principalement, sinon exclusivement, médié par le mode d’action cancérogène impliquant l’α2u-globuline, qui ne devrait pas se produire chez l’homme (ATSDR, 2023).
Le mécanisme par lequel le MTBE entraîne une augmentation de l’incidence des leucémies/lymphomes chez les rats femelles (Belpoggi et al., 1995, 1998) n’est pas connu ; cependant, les auteurs évoquent la possibilité que le formaldéhyde, un métabolite connu du MTBE, soit directement impliqué. Par ailleurs, des données in vitro d’exposition de lymphocytes sanguins humains au MTBE mentionnent une diminution de la viabilité associée au stress oxydatif, à la peroxydation des lipides, à des lésions mitochondriales et lysosomiques (ATSDR, 2023).
D’après les données mécanistiques bien que partiellement explorées, l’Ineris considère le ou les mécanismes des effets cancérigènes du MTBE, par ailleurs discutables quant à leur transposabilité chez l’humain, comme étant à seuil.
Inhalation
Une étude d'inhalation a été menée chez des rats Fischer 344 exposés à 400, 3 000 et 8 000 ppm (1 430, 10 700 et 28 600 mg.m-3) de MTBE (Chun et al., 1992). L'étude a duré 104 semaines dans le groupe faiblement exposé, 97 semaines dans le groupe moyennement exposé et 82 semaines dans le groupe fortement exposé, en raison d'une mortalité élevée, due à une néphropathie chronique progressive chez les mâles.
L'étude montre, malgré une fréquence élevée dans le groupe témoin, une augmentation statistiquement significative de l'incidence des tumeurs testiculaires intertitielles dans le groupe moyennement et fortement exposé, avec une relation dose réponse nette (témoins : 32/50, 400 ppm : 33/50, 3 000 ppm : 41/50 et 8 000 ppm : 47/50). Toutefois, les rats Fischer développent souvent des tumeurs testiculaires, comme en témoigne l'incidence élevée chez le groupe témoin. De plus, les incidences aux deux plus fortes doses étaient dans l'intervalle des témoins historiques, alors que l'incidence dans le groupe témoin était anormalement basse.
Une augmentation de l'incidence des tumeurs rénales (adénomes et carcinomes tubulaires) a été observée chez les mâles exposés aux deux doses les plus fortes (témoins : 1/50, 400 ppm : 0/50, 3 000 ppm : 8/50 et 8 000 ppm : 3/50). L'augmentation était statistiquement significative à 3 000 ppm mais pas à 8 000 ppm, ce qui pourrait s'expliquer par un taux de mortalité élevé et une diminution de la durée de vie des animaux dans ce groupe. Tenant compte des critères spécifiés par l'US EPA (1992), l'augmentation des tumeurs rénales chez les rats n'est pas liée à une accumulation d'a2u-globuline, qui est une protéine spécifique aux rats mâles.
Chez les souris exposées durant 18 mois (6 heures par jour, 5 jours par semaine) à 400, 3 000 ou 8 000 ppm de MTBE, une augmentation de l'incidence des adénomes hépatiques a été observée chez les femelles à la plus forte dose (témoins : 2/50, 400 ppm : 1/50, 3 000 ppm : 2/50 et 8 000 ppm : 10/50). Les mâles à cette dose ont présenté également une augmentation de l'incidence des adénomes et carcinomes hépatocellulaires mais non significative (Burleigh-Flayer et al., 1992).
Le MTBE, dans un essai d'initiation/promotion de tumeurs hépatiques chez la souris, est apparu inactif (Moser et al., 1996).
Voie orale
Belpoggi et al., (1995) ont observé une augmentation significative de la formation de tumeurs testiculaires (adénomes des cellules de Leydig) chez des rats Sprague-Dawley, avec des témoins montrant une plus faible incidence de tumeurs que dans l'étude de Chun (témoins : 2/26, 250 mg.kg-1.j-1 : 2/25, 1 000 mg.kg-1.j-1 : 11/32).
Le MTBE a été administré par gavage, dans l'huile d'olive, 4 fois par semaine pendant 104 semaines, les animaux étant ensuite sacrifiés à 130 semaines.
Aux doses de 250 et 1 000 mg.kg-1.j-1, une augmentation de la fréquence des leucémies et des lymphomes a été observée chez les rats femelles, avec une relation dose réponse (témoins : 2/60, 250 mg.kg-1.j-1 : 6/60, 1 000 mg.kg-1.j-1 : 12/60).
Cette étude supporte les conclusions de Chun et al, 1992 (étude par inhalation) et souligne que le rat Sprague-Dawley est un meilleur modèle d'étude des tumeurs testiculaires que le rat Fischer 344.
La cancérogénèse des deux principaux métabolites du MTBE, que sont le tert-butanol (TBA) et le formaldéhyde, a été étudiée chez l'animal. Le TBA n'est pas considéré comme mutagène mais, administré dans l'eau de boisson, il a induit une augmentation de l'incidence des adénomes et carcinomes tubulaires rénaux chez les rats mâles. Chez les souris femelles, le TBA a induit des adénomes thyroïdiens, et, chez les deux sexes, une inflammation et une hyperplasie de la vessie (Cirvello et al., 1995). Pour le rat mâle, l'augmentation des tumeurs est observée à des niveaux d'exposition inférieurs aux doses maximales tolérables par voie digestive.
Le formaldéhyde est classé mutagène et cancérigène probable chez l'homme (catégorie 1 de l'IARC).
Synthèse
Concernant les effets cancérogènes du MTBE, une augmentation du risque de certaines tumeurs (adénomes testiculaires, lymphomes/leucémies) a été observée chez le rat, mais ces études ne permettent pas de conclure sur la cancérogénicité du MTBE. Il n’a fait l’objet d’aucune classification par l’IARC, l’Union Européenne ou l’US EPA. Par ailleurs, l’ECB a conclu en 2002 que les données ne permettaient pas de conclure à un risque cancérogène du MTBE.
De plus, la présence de quelques études de génotoxicité positives du MTBE (4 sur 16 in vitro, 1 sur 8 in vivo) et d’un métabolite, le tert-butanol (TBA) (2 sur 7 in vitro), ne permet pas de conclure sur le potentiel génotoxique du MTBE. Un autre de ses métabolites, le formaldéhyde, est quant à lui génotoxique, mais n’est pas retrouvé dans l’organisme car rapidement biotransformé. La réévaluation de l’ensemble des données disponibles en 2019 a conduit l’Anses à conclure que la plupart des études ne mettent pas en évidence d’effet génotoxique du MTBE. Néanmoins, certaines incertitudes persistent quant au potentiel mutagène du MTBE du fait de données qui ne permettent pas d’écarter complètement une mutagénicité indirecte de la substance (Anses, 2023).
En 2023, l’ATSDR précise que le MTBE n’est pas un agent mutagène ou clastogène puissant. Bien que le MTBE (et/ou ses métabolites) puisse se lier directement à l’ADN, les preuves de dommages à l’ADN après exposition sont incohérentes. De plus, plusieurs revues ont évalué les mécanismes non génotoxiques potentiels de l’action cancérogène du MTBE. Collectivement, ces revues suggèrent que le développement de tumeurs tubulaires rénales chez les rats mâles est principalement, sinon exclusivement, médié par le mode d’action cancérogène impliquant l’α2u-globuline, qui ne devrait pas se produire chez l’homme (ATSDR, 2023).
Le mécanisme par lequel le MTBE entraîne une augmentation de l’incidence des leucémies/lymphomes chez les rats femelles (Belpoggi et al., 1995, 1998) n’est pas connu ; cependant, les auteurs évoquent la possibilité que le formaldéhyde, un métabolite connu du MTBE, soit directement impliqué. Par ailleurs, des données in vitro d’exposition de lymphocytes sanguins humains au MTBE mentionnent une diminution de la viabilité associée au stress oxydatif, à la peroxydation des lipides, à des lésions mitochondriales et lysosomiques (ATSDR, 2023).
D’après les données mécanistiques bien que partiellement explorées, l’Ineris considère le ou les mécanismes des effets cancérigènes du MTBE, par ailleurs discutables quant à leur transposabilité chez l’humain, comme étant à seuil.
Effets génotoxiques
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | non classé | 2004 |
| US EPA | non génotoxique sans activation métabolique | 1993 |
Effets sur la reproduction
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | non classé | 2004 |
Chez l'homme
Synthèse
Aucune donnée n'est disponible concernant les effets du MTBE sur les fonctions de reproduction et le développement, et ce, quelle que soit la voie d'administration (ATSDR, 1998).
Chez l'animal
Inhalation
Par inhalation, l'exposition aiguë ou à plus long terme d'animaux au MTBE ne semble pas modifier les fonctions de reproduction. Aucun effet n'a été noté sur les appareils reproducteurs mâles et femelles de rats exposés à 3 000 ppm de MTBE durant 9 jours (Biodynamics, 1981). L'exposition de rats et de souris durant la gestation à 2 500 ppm de MTBE n'a pas modifié le nombre moyen d'implantations utérines, de résorption ou de fœtus vivants (Conaway et al., 1985). Un résultat similaire a été noté chez des lapines exposées durant 13 jours (Tyl, 1989) ou chez des souris exposées durant 10 jours (Tyl et Nepper-Bradley, 1989) à 8 000 ppm pendant la gestation. L'exposition de souris mâles durant 13 jours à 8 000 ppm de MTBE n'a induit aucun changement au niveau testiculaire (Dodd et Kintigh, 1989). Aucun effet sur les fonctions de reproduction n'a également été noté chez des rats mâles et femelles exposés à 250-2 500 ppm de MTBE durant 16-28 semaines (Biles et al., 1987), chez des rats exposés à 8 000 ppm de MTBE durant 13 à 19 semaines (Greenough et al., 1980 ; Dodd et Kintigh, 1989 ; Nepper-Bradley, 1991) ou chez des rats ou des souris exposés chroniquement (18-24 mois) par intermittence à 8 000 ppm de MTBE (Burleigh-Flayer et al., 1992 ; Chun et al., 1992).
Voie orale
Par voie orale, Le MTBE a également peu d'effets sur les fonctions de reproduction. Aucune modification des appareils reproducteurs mâles et femelles n'a été notée chez des rats exposés à 1 428 mg.kg-1.j-1 de MTBE durant 14 jours (Robinson et al., 1990), à 1 750 mg.kg-1.j-1 durant 4 semaines (IITRI, 1992), à 1 200 mg.kg-1.j-1 durant 90 jours (Robinson et al., 1990) ou à 1 000 mg.kg-1.j-1 durant 104 jours (Belpoggi et al., 1995). Toutefois, une augmentation significative de tumeurs des cellules de Leydig testiculaires a été notée chez les mâles.
Effets sur le développement
Chez l'animal
Inhalation
Concernant les effets sur le développement, le MTBE inhalé à court terme (10 ou 13 jours durant la gestation) ne semble pas être tératogène chez le rat et le lapin pour des expositions respectives de 2 500 ppm (Conaway et al., 1985) ou 8 000 ppm (Tyl, 1989). A plus long terme (16-28 semaines), aucun effet n'a été noté chez des rats exposés à 250-2 500 ppm (Biles et al., 1987). Une diminution du poids des fœtus a été notée à 3 000 et 8 000 ppm de MTBE (Nepper-Bradley, 1991). Des effets plus importants ont été mis en évidence chez la souris, mais à des doses causant une toxicité maternelle. L'exposition de femelles à 8 000 ppm durant 10 jours pendant la gestation a induit une augmentation des résorptions tardives et une diminution des implantations et du poids des fœtus. Une augmentation des malformations du squelette a également été notée. A 4 000 ppm, les fœtus présentaient des retards d'ossification et une diminution de poids. Le NOAEL pour cet effet est de 1 000 ppm (Tyl et Nepper-Bradley, 1989).
Voie orale
Aucune étude n'est disponible concernant les effets du MTBE administré oralement sur le développement.
Valeurs accidentelles
Autres seuils accidentels
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Valeurs réglementaires
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Valeurs de référence
Introduction
Une Valeur Toxicologique de Référence (VTR) est un indice qui est établi à partir de la relation entre une dose externe d'exposition à une substance et la survenue d'un effet néfaste. Les valeurs toxicologiques de référence proviennent de différents organismes. Pour accéder à une information actualisée, nous conseillons au lecteur de se reporter directement sur les sites internet des organismes qui les élaborent.
Principales études
Effets à seuil - Exposition par inhalation :
Des VTR à seuil par inhalation ont été construites uniquement par l’ATSDR (2023) pour des expositions aiguës et sub-chroniques respectivement à partir des études de Daughtrey et al. (1997) et Bevan et al. (1997). Concernant les expositions chroniques, les quatre organismes ayant dérivé des VTR, l’US EPA (1993), l’OEHHA (2015), le RIVM (2009) et l’ATSDR (2023) s’appuient sur l’étude expérimentale de Bird et al. (1997).
Daughtrey et al. (1997) ; Gill (1989) (rapport non publié)
Espèce étudiée : rat (F344)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 22 rats/sexe/dose
Voie d’exposition : inhalation (corps entier)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté 99 %) sous forme de vapeur
Temps et fréquence d’exposition : 6 heures (dose unique)
Doses d’exposition / formes chimiques : 800, 4 000 et 8 000 ppm (soit 2 880, 14 400 et 28 800 mg.m-3)
Lot témoin : oui
Protocole : La fonction neurocomportementale des animaux (8 mâles et 8 femelles par groupe) a été évaluée avant, puis 1, 6 et 24 heures après les 6 heures d’exposition à partir d’une batterie de tests : observation du comportement spontané des animaux dans un espace à champ ouvert (convulsions, tremblement, déplacement, respiration, ...), réponse à différents stimuli (réaction des pupilles à la lumière, tonus musculaire, réflexe de redressement, ...). Des données quantitatives ont été recueillies pour la force de préhension des pattes antérieures et postérieures, performance sur tapis roulant, test de géotaxie négative, température rectale. L’activité motrice a été observée à l’aide d’un appareil automatisé sur une période de 5 heures après l’arrêt de l’exposition.
Résultats / effets observés : Une respiration laborieuse, une réduction du tonus musculaire et de la performance dans l’épreuve sur tapis roulant des mâles uniquement (p<0,01), de même chez les femelles qu’une réduction de la force de préhension des membres postérieurs (p<0,01) ou encore chez les deux sexes une ataxie et une démarche anormale (p<0,01), ainsi qu’une baisse de la température corporelle (p<0,01) ont été observées dans le groupe exposé à 8 000 ppm, 1 heure après l’exposition. Seuls certains de ces effets, comme l’ataxie et la démarche anormale (p<0,05), une réduction de la force de préhension des membres postérieurs (p<0,05), et une baisse de la température corporelle (p<0,01) ont été observés à 4 000 ppm (14 400 mg.m-3), dans les mêmes conditions expérimentales, uniquement chez les femelles. Ces effets n’étaient plus observés 6 et 24 heures après la fin de l’exposition. Aucun signe de toxicité aiguë n’a été décrit dans le groupe exposé à 800 ppm (soit 2 880 mg.m-3).
Dose critique : Une NOAEC de 800 ppm (soit 2 880 mg.m-3) a été retenu par les auteurs à partir des effets réversibles observés sur le système nerveux central (SNC) à partir de 4 000 ppm (14 400 mg.m-3) (LOAEC)
Qualité de l’étude : 2, étude bien documentée et en accord avec les principes scientifiques, acceptable pour l’évaluation.
Bevan et al. (1997)
Espèce étudiée : rat (Sprague-Dawley)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 25 rats/sexe/dose
Voie d’exposition : inhalation (corps entier)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté 99%) sous forme de vapeur
Temps et fréquence d’exposition : 6 heures/jour, 5 jour/semaine, pendant 10 semaines avant accouplements (génération parentale F0), puis pendant l’accouplement, la gestation et la lactation (à partir du 5e jour) pour les femelles F0 et pendant les accouplements et jusqu’à la naissance des portées pour les mâles F0 ; adultes de la première génération (notée F1) exposés de la fin du sevrage (28 jours après la naissance) pendant au moins 8 semaines avant les accouplements (même protocole que génération F0) pour produire la deuxième génération (F2).
Doses d’exposition / formes chimiques : 400, 3 000 et 8 000 ppm soit 1 440, 10 800 et 28 800 mg.m-3
Lot témoin : oui
Protocole : Les animaux ont été observés 2 fois par jour pour étudier la mortalité et les signes cliniques de toxicité. Un suivi hebdomadaire du poids corporel a été réalisé chez les mâles et les femelles avant la gestation, puis à 0, 7, 14 et 20 jours de gestation, et 0, 7, 14 et 21 jours après la naissance (PND). La consommation de nourriture a également été observée chaque semaine (mâles/femelles) et sur des intervalles de 3-4 jours au cours de la gestation et la lactation des femelles. La capacité de reproduction a été suivie durant la période d’accouplements. Les portées ont été examinées (nombre, viabilité, sexe, anomalies externes) à 1, 4, 7, 14, 21 et 28 PND. Les mâles de la génération parentale F0 et F1 ont été sacrifiés à la naissance des portées, et les femelles à la fin de l’allaitement. Des examens post-mortem ont été réalisés sur tous les animaux de la génération parentale. Le foie de tous les animaux F1 a été pesé. Des examens macroscopiques et histologiques (hypophyse, testicules, épididymes, prostate et vésicules séminales, vagin, utérus, ovaires et voies respiratoires) ont été effectués sur les animaux des groupes témoins et exposés à 8 000 ppm (28 800 mg.m-3, génération F0 et F1), de même que sur le foie (génération F1 uniquement). Une analyse statistique a également été menée sur les différents paramètres.
Résultats / effets observés : Aucun cas de mortalité n’a été rapporté au cours de l’étude. En revanche, plusieurs signes cliniques de toxicité (ataxie, hypoactivité, clignements des yeux, absence de réflexe de sursaut), révélateurs d’une dépression du SNC, ont été décrits dans les groupes exposés à 3 000 et 8 000 ppm dans les générations F0 et F1.
Le poids corporel des mâles F0/F1 et des femelles F1 exposés à 8 000 ppm a significativement diminué au cours des 8 à 10 semaines précédant les accouplements par comparaison au groupe témoin (p<0,01). Dans les groupes exposés à 3 000 ppm, la baisse de croissance pondérale a été observée qu’aux 2 à 3 premières semaines d’exposition. Le traitement n’a toutefois pas eu d’effet significatif sur la croissance pondérale des femelles au cours de la gestation. Une augmentation de la croissance pondérale des femelles exposées à 8 000 ppm au cours de la lactation, sans signification biologique, pourrait être liée à l’absence d’exposition au cours des 5 premiers jours.
Une augmentation du poids du foie chez les animaux traités à 8 000 ppm (poids absolu et relatif chez les mâles et femelles, p<0,01) et 3 000 ppm (poids relatif chez les mâles p<0,01) a été observée sur la génération F1, sans lésions histologiques associées.
Le traitement n’a eu aucune incidence sur les paramètres de la reproduction (indices d’accouplements, de fertilité et de gestation), ni sur les organes de la reproduction (poids/histologie). Concernant la progéniture, une baisse de la croissance pondérale au cours de la lactation a été décrite dans les groupes exposés à 3 000 ppm (14 au 21e jour) et à 8 000 ppm (14 au 28e jour) chez les petits F1, ainsi qu’une augmentation de la mortalité chez les petits F2 exposés à 8 000 ppm en présence de toxicité maternelle.
Dose critique : Une NOAEC de 400 ppm (1 440 mg.m-3) a été retenu pour la toxicité parentale (signes cliniques de l’atteinte du SNC (mâles et femelles F0/F1) et augmentation du poids du foie (mâles F1)) et une NOAEC de 8 000 ppm (28 800 mg.m-3) pour la reproduction (absence d’effet).
Qualité de l’étude : 2, étude bien documentée, malgré quelques manques concernant notamment l’absence de données quantitatives et analyses statistiques des effets cliniques, ou encore l’absence de données sur les organes (poids et histologie) autres que ceux sur la reproduction chez les animaux de génération parentale F0.
Bird et al. (1997) (étude préliminaire à l’étude de la toxicité chronique/cancérogénèse)
Espèce étudiée : souris (CD-1)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 10 souris/sexe/dose
Voie d’exposition : inhalation (corps entier)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté 99%) sous forme de vapeur
Temps et fréquence d’exposition : 6 heures/jour, 5 jours/semaine, pendant 4 semaines
Doses d’exposition / formes chimiques : 400, 3 000 et 8 000 ppm soit 1 440, 10 800 et 28 800 mg.m-3
Lot témoin : oui
Protocole : Les animaux ont été observés 2 fois par jour pour étudier la mortalité et les signes cliniques de toxicité au cours des 4 semaines de traitement. Un groupe supplémentaire de 5 mâles et 5 femelles a été ajouté au groupe témoin et au groupe exposé à 8 000 ppm, les animaux étant observés sur une période de 2 semaines après l’arrêt de l’exposition (période de récupération). Un suivi hebdomadaire du poids corporel a été réalisé chez les mâles et les femelles. Dans le but d’étudier la prolifération cellulaire hépatique, les animaux (5/sexe/dose) ont reçu une dose de BrdU (pour le marquage des cellules en phase de réplication), par voie sous-cutanée 48 h avant le sacrifice des animaux aux 5 et 28e jours d’exposition. Une analyse statistique a également été menée sur les différents paramètres.
Résultats / effets observés : Plusieurs signes cliniques de toxicité (ataxie, hypoactivité, clignements des yeux, absence de réflexe de sursaut) ont été rapportés chez les animaux des deux sexes exposés à 3 000 et 8 000 ppm. Aucun cas de mortalité n’a été observé.
Le poids absolu et la croissance pondérale des femelles exposées à 8 000 ppm a diminué au cours de la 1ère semaine d’exposition (pas de données statistiques).
Une augmentation de la prolifération cellulaire hépatique a clairement été observée après 5 jours d’exposition à 8 000 ppm de MTBE (p<0,01) chez les femelles, les résultats à 3 000 ppm chez les femelles ou 3 000 ppm et 8 000 ppm chez les mâles étant en dessous des seuils de significativité. Aucune activité proliférative n’est visible au 28e jour de traitement.
Les analyses histologiques n’ont révélé aucune lésion hépatique et aucun effet lié au traitement n’a été rapporté chez les animaux autopsiés 15 jours après l’arrêt de l’exposition.
Dose critique : Une NOAEC de 400 ppm (soit 1 440 mg.m-3) est retenue à partir de l’atteinte du SNC (signes cliniques : ataxie, hypoactivité, clignements des yeux, absence de réflexe de sursaut) observée aux deux plus fortes doses (pas de données statistiques dans l’article).
Qualité de l’étude : 3, cette étude destinée à cibler les organes cibles (ici le foie) en préambule de l’étude de cancérogénèse est peu documentée. Pas de données individuelles sur les signes cliniques et la croissance pondérale des animaux (pas d’analyse statistique). Concernant la toxicité hépatique, les résultats se limitent à une augmentation transitoire de la prolifération cellulaire sur 1 sexe et à la plus forte dose (pas de données sur le poids du foie).
Bird et al. (1997) ; Chun et al. (1992) (rapport non publié) (étude de toxicité chronique/cancérogenèse chez le rat[1])
Espèce étudiée : rats (Fischer 344 CDF)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 50 rats/sexe/dose
Voie d’exposition : inhalation (corps entier)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté 99 %) sous forme de vapeur
Temps et fréquence d’exposition : 6 heures/jour, 5 jours/semaine, pendant 2 ans.
Doses d’exposition / formes chimiques : concentrations nominales de 400, 3 000 et 8 000 ppm soit 1 440, 10 800 et 28 800 mg.m-3 ; concentrations analytiques de 403, 3 023 et 7 977 ppm soit 1 453, 10 899 et 28 760 mg.m-3
Lot témoin : oui
Protocole : Les animaux ont été observés 2 fois par jour pour étudier la mortalité et les signes cliniques de toxicité au cours des 24 mois de traitement. Les animaux ont été pesés hebdomadairement au cours des 13 premières semaines, puis toutes les deux semaines jusqu’à la fin de l’étude. Des analyses hématologiques ont été réalisées à 12 mois et en fin d’étude dans les groupes témoins et exposés à 8 000 ppm. Des dosages de corticostérone ont également été réalisés sur 10 animaux/sexe/dose. Des dosages urinaires (pH, glucose, cétones, bilirubine, etc.) ont été réalisés sur 10 animaux/sexe/dose vers les 79/80e semaines et en fin d’étude. En fin d’étude (24 mois) ou en cours d’étude pour les animaux morts prématurément, les animaux ont été sacrifiés et pesés. Le poids des organes (cerveau, foie, reins, poumons, rate, glande surrénale et testicules) a été relevé sur tous les animaux de l’étude. Dans les groupes témoins et exposés à 8 000 ppm, ou animaux moribonds en cours d’étude, des analyses histologiques ont été réalisées sur de nombreux organes et tissus (lésions tumorales, poumons, tissus du naso-pharynx, cerveau, hypophyse, thyroïde, thymus, trachée, cœur, os et moelle (sternum et fémur), glandes salivaires, foie, rein...). Ces analyses ont été étendues chez les animaux exposés à 3 000 et 400 ppm au foie et lésions macroscopiques, ainsi qu’aux reins et testicules uniquement chez les mâles.
Résultats / effets observés : Plusieurs signes cliniques de toxicité (ataxie transitoire à forte dose uniquement, hypoactivité, clignements des yeux, absence de réflexe de sursaut) ont été rapportés chez les animaux des deux sexes exposés à 3 000 et 8 000 ppm. Une salivation excessive et un gonflement des tissus péri-oculaires ont également été observés en particulier chez les mâles des groupes exposés aux deux plus fortes doses. Une forte mortalité des mâles exposés aux deux plus fortes doses a contraint les auteurs à arrêter l’étude prématurément à 82 semaines (9/50 mâles vivants) et 97 semaines (6/50 mâles vivants), respectivement à 3 000 et 8 000 ppm. La néphropathie chronique progressive identifiée comme étant la principale cause de mortalité, a également impacté non significativement la mortalité des mâles exposés à 400 ppm. Le traitement n’a en revanche pas eu d’effet sur la mortalité des femelles.
Le poids corporel et la croissance pondérale des mâles (82 semaines) et des femelles (105 semaines) exposés à 8 000 ppm a significativement diminué au cours de l’étude (p<0,01).
Les concentrations plasmatiques de corticostérone chez les mâles ont augmenté à 3 000 ppm (x2), mais ont diminué à 8 000 ppm (60 %).
Chez les femelles, le poids relatif du foie et des reins a augmenté significativement à 3 000 et 8 000 ppm (p<0,01). La mortalité chez les mâles n’a pas permis de réaliser d’analyse statistique dans ces 2 groupes.
Les analyses histologiques confirment l’augmentation de l’incidence et de la sévérité des néphropathies avec glomérulosclérose, protéinose tubulaire, néphrite et fibrose interstitielle chez les mâles exposés à toutes les doses, ainsi qu’en de plus faibles proportions chez les femelles exposées à 3 000 et 8 000 ppm.
La néphropathie chez les rats est associée à une accumulation d’α2u-globuline urinaire, sa présence étant propre au sexe et à l’espèce.
Dose critique : Les auteurs proposent une NOEC de 400 ppm pour la toxicité chronique en lien avec les néphropathies observées chez le rat femelle à 3 000 et 8 000 ppm.
Qualité de l’étude : 2, avec des restrictions concernant les aspects néphrotoxiques associés au complexe MTBE-α2u-globuline, propre à l’espèce et au sexe, et non transposable à l’homme. De plus, les données cliniques ne sont pas détaillées, de même que l’incidence de la néphrotoxicité chez les mâles et les femelles.
Bird et al. (1997) ; Burleigh-Flayer et al. (1992) (rapport non publié) (étude de toxicité chronique/cancérogenèse chez la souris)
Espèce étudiée : souris (CD-1)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 50 souris/sexe/dose
Voie d’exposition : inhalation (corps entier)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté 99%) sous forme de vapeur
Temps et fréquence d’exposition : 6 heures/jour, 5 jours/semaine, pendant 18 mois.
Doses d’exposition / formes chimiques : concentrations nominales de 400, 3 000 et 8 000 ppm soit 1 440, 10 800 et 28 800 mg.m-3
Lot témoin : oui
Protocole : Les animaux ont été observés 2 fois par jour pour étudier la mortalité et les signes cliniques de toxicité au cours des 18 mois de traitement. Les animaux ont été pesés hebdomadairement au cours des 13 premières semaines, puis toutes les deux semaines jusqu’’à la fin de l’étude. Des analyses hématologiques ont été réalisées à 12 mois et en fin d’étude dans les groupes témoins et exposés à 8 000 ppm. Des dosages de corticostérone ont également été réalisés sur 10 animaux/sexe/dose. Des dosages urinaires (pH, glucose, cétones, bilirubine, etc.) ont été réalisés sur 20 mâles et 10 femelles (groupe témoin et exposés à 8 000 ppm) au cours des semaines 50/51. En fin d’étude (18 mois) ou en cours d’étude pour les animaux morts prématurément, les animaux ont été sacrifiés et pesés. Des frottis de moelle osseuse ont été réalisés chez 10 souris de chaque sexe par groupe. Le poids des organes (cerveau, foie, reins, poumons, rate, glande surrénale et testicules) a été relevé sur tous les animaux de l’étude. Dans les groupes témoins et exposés à 8 000 ppm, ou animaux moribonds en cours d’étude, des analyses histologiques ont été réalisées sur de nombreux organes et tissus (lésions tumorales, poumons, tissus du naso-pharynx, cerveau, hypophyse, thyroïde, thymus, trachée, cœur, os et moelle (sternum et fémur), glandes salivaires, foie, rein, etc.). Ces analyses ont été étendues chez les animaux exposés à 3 000 et 400 ppm au foie, à la rate et ganglions lymphatiques sous-mandibulaires chez les mâles, ainsi qu’au foie, l’utérus et l’estomac chez les femelles.
Résultats / effets observés : Plusieurs signes cliniques de toxicité ont été rapportés chez les animaux des deux sexes exposés à 3 000 et 8 000 ppm. prostration (uniquement à la plus forte dose), hypoactivité, absence de réflexe de sursaut, blépharospasme, clignements des yeux, stéréotypies (uniquement à la dose intermédiaire) et ataxie.
Seule une augmentation de la mortalité (non accidentelle) chez les mâles du groupe exposé à 8 000 ppm (49 % versus 22 % dans le groupe témoin) est mentionnée et liée selon les auteurs à une faible augmentation de la fréquence d’uropathies obstructives (dysurie et rétention urinaire) fréquentes chez les souris mâles CD-1.
La croissance pondérale des animaux exposés à 8 000 ppm a significativement diminué de 16 et 24 % en fin d’étude respectivement chez les mâles et les femelles.
Dans le groupe exposé à 8 000 ppm, les concentrations plasmatiques de corticostérone chez les mâles ont augmenté significativement à 8 000 ppm, alors que le pH urinaire a diminué aussi bien chez les mâles (51e semaine) que chez les femelles (79e semaine).
Chez les femelles, le poids relatif du foie et des reins a augmenté significativement à 8 000 (p<0,01), de même qu’à 3 000 ppm uniquement pour le foie (p<0,01). Chez les mâles, on retrouve une augmentation du poids relatif des reins mais à toutes les doses (p>0,01 à 0,05), ainsi, uniquement à 8 000 ppm qu’une augmentation du poids relatif des glandes surrénales.
A l’autopsie, une légère augmentation de la fréquence de dilatation de la vessie chez les mâles du groupe exposé à 8 000 ppm (7/25 versus 3/16 dans le groupe témoin) est rapportée.
Les analyses histologiques confirment au niveau du foie une hypertrophie hépatocellulaire chez les animaux des deux sexes exposés à 8 000 ppm, ainsi que chez les mâles exposés à 3 000 ppm. Chez les femelles, une baisse significative du nombre de cellules hyperplasiques de l’endomètre est observée chez les groupes exposés aux deux plus fortes doses (p<0,05 et 0,01).
Dose critique : Les auteurs proposent un NOEC de 400 ppm pour la toxicité chronique en lien avec l’augmentation du poids relatif du foie aux deux doses 3 000 et 8 000 ppm chez les femelles associée à une hypertrophie hépatocellulaire à 8 000 ppm pour les deux sexes et 3 000 ppm uniquement chez les mâles. A noter que les poids absolus des organes ne sont pas mentionnés dans l’article et que la baisse du poids relatif des reins a été observée chez les mâles y compris à la plus faible dose testée (p<0,01), mais sans relation dose-effet.
Qualité de l’étude : 2, avec des restrictions concernant le manque d’informations sur certains effets (données individuelles sur l’atteinte du SNC, poids absolu des organes, manque d’analyses statistiques, ...).
Effet à seuil - Voie orale
Les deux VTR disponibles pour des durées d’exposition sub-chronique (ATSDR) et chronique (RIVM) reposent respectivement sur les études de Zhu et al. (2022) et Robinson et al. (1999).
Zhu et al. 2022
Espèce étudiée : rat (Sprague Dawley)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 6 mâles juvéniles /dose
Voie d’exposition : orale (gavage)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté non précisée) dissout dans l’huile de maïs
Temps et fréquence d’exposition : exposition quotidienne du 35e au 56e jour après la naissance (mâles juvéniles) soit 21 jours.
Doses d’exposition / formes chimiques : doses de 300, 600 ou 1 200 mg.kg-1.j-1.
Lot témoin : oui
Protocole : Le poids corporel des mâles juvéniles a été enregistré au début et à la fin de la période d’exposition. A l’arrêt du traitement, les mâles ont été sacrifiés. Du sang a été prélevé pour l’analyse des taux de testostérone, de LH et de FSH. Les testicules et les épididymes ont été prélevés et pesés. Des comptages cellulaires des cellules de Sertoli et de Leydig ont été réalisés à partir de marqueurs immuno-histochimiques, respectivement SOX9 et CYP11A1, sur les coupes histologiques des testicules. En parallèle, un double marquage fluorescent (CYP11A et TUNEL) a permis de déterminer les cellules de Leydig en apoptose (mort programmée de la cellule) dans les testicules. Les données de l’étude ont fait l’objet d’un traitement statistique.
Résultats / effets observés : Le traitement administré à la plus forte dose de 1 200 mg.kg-1.j-1 a entraîné une baisse significative du poids corporel des mâles. En revanche, le poids des testicules n’a pas été altéré par le traitement.
La concentration de testostérone sérique a été significativement diminuée de plus de 50 % à tous les niveaux de doses testées (p<0,05), alors que celles de LH ou de FSH n’ont pas varié. Les marquages immuno-histochimiques font également apparaître une baisse significative (environ 20 %) du nombre de cellules de Leydig sur les coupes de testicules des rats exposés à la plus forte dose. Les analyses ont montré une diminution de la taille de ces cellules, impactant uniquement le volume du cytoplasme. Le test du TUNEL a permis d’observer une augmentation significative du nombre de cellules de Leydig en apoptose dans les groupes exposés à 600 mg.kg-1.j-1(p<0,05) et 1 200 mg.kg-1.j-1 (p<0,001).
Dose critique : Aucune dose critique (NOAEL) n’a été identifiée par les auteurs. En tenant compte de la baisse significative de testostérone sérique dans tous les groupes exposés au MTBE, un LOAEL de 300 mg.kg-1.j-1 peut être retenu pour cette étude. Cet effet est cohérent avec l’atteinte ciblée des cellules de Leydig (significative uniquement à la plus forte dose), corroborées par les données in vitro de cette étude, qui confirment l’inhibition de la synthèse de testostérone par les cellules de Leydig exposées en culture au MTBE par un mécanisme via la génération d’espèces réactives de l’oxygène et d’apoptose.
Qualité de l’étude : 2, étude mécanistique de bonne qualité. Toutefois, le faible nombre d’animaux par dose (6) limite la portée statistique des résultats.
Robinson et al. 1990
Espèce étudiée : rat (Sprague Dawley)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 10 animaux/sexe/dose
Voie d’exposition : orale (gavage)
Substance - forme chimique : MTBE (impureté <0,05 %) dissout dans l’huile de maïs
Temps et fréquence d’exposition : exposition quotidienne pendant 90 jours consécutifs
Doses d’exposition / formes chimiques : doses de 100, 300, 900 ou 1 200 mg.kg-1.j-1
Lot témoin : oui
Protocole : Les signes cliniques de toxicité, le comportement et la mortalité ont été observés quotidiennement pendant toute la durée de l’étude. Les poids corporels ont été enregistrés en début d’étude, puis toutes les deux semaines pendant la période d’exposition. La consommation de nourriture et d’eau a été mesurée respectivement une et trois fois par semaine pendant toute la durée de l’étude. Au sacrifice en fin d’étude, du sang a été prélevé afin de réaliser des analyses hématologiques et biochimiques. A l’autopsie, les principaux organes (cerveau, foie, rate, poumons, thymus, reins, glandes surrénales, cœur et gonades) ont fait l’objet d’un examen macroscopique avant d’être pesés. Des tissus ont été prélevés afin de procéder à un examen histopathologique réalisé dans un premier temps uniquement dans les groupes témoins et exposés à la plus forte dose. Les tissus des autres doses ont été analysés uniquement sur les organes ciblés par la toxicité du MTBE (reins). Les données de l’étude ont fait l’objet d’un traitement statistique.
Résultats / effets observés : Les animaux ont manifesté un état de sédation profonde transitoire (environ 2 heures) immédiatement après l’administration de MTBE à la plus forte dose (mâles et femelles). De fréquentes diarrhées ont été rapportées dans tous les groupes traités et plusieurs cas de mortalité (4 femelles et 2 mâles à 1 200 mg.kg-1.j-1, 2 animaux de chaque sexe à 900 mg.kg-1.j-1, 1 femelle et 1 mâle respectivement à 300 et 100 mg.kg-1.j-1) ont été observés dans les groupes traités, sans que les auteurs les attribuent au traitement, mais plutôt à des erreurs de gavage (lésions pulmonaires).
Une diminution dose-dépendante du poids corporel a été observée chez les animaux traités, bien que significative uniquement chez les femelles exposées à la plus forte dose (p<0,05). Chez les femelles, le poids relatif des reins a augmenté significativement à partir de 300 mg.kg-1.j-1, alors que chez les mâles ceux du foie et des reins ont significativement augmenté à partir de 900 mg.kg-1.j-1.
Le MTBE n’a pas eu d’effet marquant sur les paramètres hématologiques. Concernant les dosages biochimiques, la diminution significative des taux d’urée sanguin chez les mâles et femelles traitées ou encore la baisse du taux de créatinine chez tous les mâles traités par comparaison aux animaux du groupe témoin ne trouve pas d’explications cohérentes en lien avec l’atteinte spécifique d’un organe. D’autres variations dans les dosages biochimiques, variables d’un sexe à l’autre ou sans relation dose-réponse, tels que l’augmentation significative du cholestérol sanguin chez les femelles à toutes les doses de MTBE et chez les mâles à 900 mg.kg-1.j-1, l’augmentation de certaines enzymes hépatiques (ASAT[1] à 300 et 1 200 mg.kg-1.j-1 chez les mâles et LDH à 300 mg.kg-1.j-1 chez les femelles) ou encore la baisse du glucose et calcium sanguin uniquement chez les femelles à partir de 300 mg.kg-1.j-1, n’ont pas été retenus comme effets néfastes par les auteurs.
Les analyses histologiques ont mis en évidence une néphropathie chronique aussi bien chez les rats mâles des groupes témoin ou exposés à la plus forte dose de MTBE, en lien avec une accumulation d’α2u-globuline, protéine spécifique du rat mâle. Cependant, les changements dégénératifs tubulaires qui caractérisent la néphropathie ont été classés comme étant plus sévères chez les mâles traités. A la plus forte dose, tous les mâles présentaient une légère augmentation du nombre de gouttelettes hyalines cytoplasmiques au niveau cellulaire des tubules proximaux, avec chez 50 % d’entre eux, quelques tubules totalement obstrués par des cylindres granuleux.
Dose critique : Les auteurs ont conclu qu’en dehors des effets anesthésiants observés à la plus forte dose, le MTBE n’entrainait pas d’effet physiopathologique significatif (NOAEL de 900 mg.kg-1.j-1).
Qualité de l’étude : 2, étude de bonne qualité avec des restrictions liées à la maitrise de la technique de gavage (forte mortalité à la plus forte dose), qui vient interférer sur la puissance statistique de l’étude.
Effets sans seuil - Inhalation
Pour les effets sans seuil par inhalation, seule l’étude de Bird et al. (1997) a été examinée pour la VTR construite par l’OEHHA (2025).
Bird et al. (1997) ; Chun et al. (1992) (rapport non publié) (étude de toxicité chronique[1]/cancérogenèse chez le rat)
Espèce étudiée : rats (Fischer 344 CDF)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 50 rats/sexe/dose
Voie d’exposition : inhalation (corps entier)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté 99%) sous forme de vapeur
Temps et fréquence d’exposition : 6 heures/jour, 5 jours/semaine, pendant 2 ans
Doses d’exposition / formes chimiques : concentrations nominales de 400, 3 000 et 8 000 ppm soit 1 440, 10 800 et 28 800 mg.m-3 ; concentrations analytiques de 403, 3 023 et 7 977 ppm soit 1 453, 10 899 et 28 760 mg.m-3
Lot témoin : oui
Protocole : éléments détaillés précédemment dans la description de l’étude de toxicité chronique
Résultats / effets observés :
Concernant les effets cancérogènes, une augmentation de l’incidence de cellules tubulaires rénales néoplasiques (adénomes et/ou carcinomes combinés) est rapportée chez les mâles à 3 000 ppm (8/50) et 8 000 ppm (3/50) par rapport au groupe témoins (1/50). Les auteurs précisent que la mortalité précoce des mâles exposés aux deux plus fortes doses peut avoir interférer avec l’incidence tumorale. Ces lésions n’ont pas été observées chez les mâles exposés à 400 ppm ou les femelles quelle que soit la dose.
Ceci ne serait pas lié à un effet génotoxique direct du MTBE, mais à un effet néphrotoxique, dont le mécanisme serait une néphropathie en relation avec l’α2u-globuline : liaison du MTBE à l’α2u-globuline qui n’est présente que chez le rat mâle, formation d’un complexe MTBE-protéine qui s’accumule dans les tubules proximaux. Cette accumulation de complexes est associée à une nécrose et un renouvellement cellulaire chronique pouvant aboutir à la formation de tumeurs. Cet effet n’est pas extrapolable à l’Homme.
Par ailleurs, une augmentation significative (p<0,05) de l’incidence d’adénomes testiculaires interstitiels a été observée à 3 000 ppm (82 %) et 8 000 ppm (94 %) par rapport au groupe témoin (64 %). Cependant, les auteurs considèrent que l’incidence des adénomes du groupe témoins est faible par rapport aux données antérieures publiées (83 %) et à la moyenne du laboratoire (88 %), et par conséquent, cette augmentation de l’incidence tumorale ne serait pas liée à l’exposition au MTBE.
Dose critique : Pour les effets cancérogènes, les auteurs proposent une NOAEC de 400 ppm chez le rat mâle (augmentation de l’incidence de cellules tubulaires rénales néoplasiques aux deux plus fortes doses).
Qualité de l’étude : 2, avec des restrictions concernant les effets cancérogènes chez les mâles. En effet, les tumeurs rénales chez le rat mâle sont associées au complexe MTBE-α2u-globuline, propre à l’espèce et au sexe, et n’est pas transposable à l’homme. Dans son analyse de 2014, l’Anses précise de plus que l’effet cancérogène testiculaire ne peut être retenu en raison du choix de la souche de rat, particulièrement sensible au développement de tumeurs des cellules de Leydig (Anses, 2014).
Effets sans seuil - voie orale
Pour les effets sans seuil par voie orale, l’OEHHA (2025) a construit sa valeur à partir des études de Belpoggi et al. (1995 ; 1998) et de Chun et al. (1992) (étude non publiée).
Belpoggi et al., 1995, 1998
Espèce étudiée : rats (Sprague Dawley)
Sexe et nombre d’animaux par lot : 60 rats/sexe/dose
Voie d’exposition : orale (gavage)
Substance - forme chimique : MTBE (pureté > 99 %) dissout dans l’huile d’olive
Temps et fréquence d’exposition : exposition quotidienne, 4 jours par semaine pendant 104 semaines
Doses d’exposition / formes chimiques : 250 et 1 000 mg.kg-1.j-1 (exposition de 4 jours par semaine) soit des doses journalières de 143 et 571 mg.kg-1.j-1
Lot témoin : oui
Protocole : Les animaux de 8 semaines ont été pesés au début de l’étude, hebdomadairement au cours des 13 premières semaines, puis toutes les deux semaines jusqu’’à l’âge de 122 semaines et toutes les 8 semaines jusqu’à la fin de l’étude. La consommation quotidienne moyenne d’aliments et d’eau potable a été déterminée une fois par semaine pendant les 13 premières semaines à compter du début de l’expérience, puis toutes les 2 semaines, jusqu’à l’âge de 112 semaines. Les animaux ont été observés après l’arrêt du traitement jusqu’à leur fin de vie naturelle (174 semaines pour le dernier animal). A leur mort, les animaux ont été pesés et autopsiés. Des prélèvements destinés aux analyses histologiques ont été systématiquement réalisés sur de nombreux organes (foie, rate, reins, pancréas, cerveau, gonades,...), de même que sur tous les organes présentant des anomalies macroscopiques. Deux méthodes statistiques ont été utilisées pour l’analyse de l’incidence tumorale ; l’une analysant la prévalence des tumeurs non létales (tumeurs testiculaires des cellules de Leydig par exemple) (Hoel et Walburg, 1972), la seconde supposant la létalité par la tumeur (lymphome/leucémies par exemple) (test logarithme décrit par Mantel (1966) et Cox (1972)). En 1998, une nouvelle lecture des coupes histologiques a été réalisée par un panel d’anatomo-pathologistes indépendants.
Résultats / effets observés : Le traitement n’a pas eu d’incidence sur la consommation d’eau et/ou d’aliments, ni sur la croissance pondérale des animaux. Aucun signe clinique de toxicité n’est rapporté. Le taux de survie des mâles exposés à la plus forte dose était plus élevé (10 à 20 %) que celui des mâles des deux autres groupes (témoin et 250 mg.kg-1.j-1).
Les résultats ont mis en évidence chez les mâles une augmentation du nombre de tumeurs des cellules interstitielles de Leydig et chez les femelles, une augmentation dose-dépendante de la fréquence des lymphomes et des leucémies. Les incidences tumorales sont rapportées dans le tableau suivant d’une part en première lecture des résultats rapportés dans l’étude source de 1995, puis en seconde lecture par un groupe de pathologistes indépendants (1998).
Tableau 1 : tumeurs chez les rats Sprague-Dawley exposés par gavage au MTBE (Belpoggi et al., 1995, 1998).
| Site tumoral | Type tumoral | 0 (mg.kg-1.j-1) | 250 (mg.kg-1.j-1) | 1 000 (mg.kg-1.j-1) | Référence |
Femelles Tissus lymphoréticulaires (incluant les nodules mésentériques) | Lymphomes et leucémies | 2/58 (3,4%) | 6/51 (11,8%)* | 12/47*** (25,5%) | Belpoggi et al., 1995 |
Femelles Tissus lymphoréticulaires (incluant les nodules mésentériques) | Lymphomes et leucémies | 2/60 (3,3%) | 7/60 (11,7%) | 12/60 (20%) | Belpoggi et al., 1998 |
Mâles Testicules | Tumeurs des cellules interstitielles de Leydig | 2/26 (7,7%) | 2/25 (8 %) | 11/32** (34,4%) | Belpoggi et al., 1995 |
Mâles Testicules | Tumeurs des cellules interstitielles de Leydig | 3/60 (5%) | 5/60 (8,3%) | 11/60 (18,3%) | Belpoggi et al., 1998 |
* p<0,1 ; **p<0,05 ; *** p<0, 01
Dans le tableau, les incidences tumorales dans l’analyse de 1995 sont rapportées par rapport au nombre de rats vivants lors de l’apparition de la 1ère tumeur, avec une significativité pour les lymphomes et les leucémies chez les animaux du groupe exposé à 250 et 1 000 mg.kg-1.j-1 et 1 000 mg.kg-1.j-1 pour les tumeurs testiculaires Toutefois, lorsque les auteurs ont rapporté l’augmentation des incidences tumorales par rapport au nombre initial de rats, aucune augmentation significative n’a été trouvée (10 % et 20 % à 250 et 1 000 mg.kg-1.j-1 versus 3,3 % pour le groupe témoin pour les lymphomes et les leucémies ; 18,3 % à 1 000 mg.kg-1.j-1 versus 3,3 % pour le groupe témoin et le groupe traité à 250 mg.kg-1.j-1 concernant les tumeurs testiculaires). Il est par ailleurs précisé que le taux d’incidence des lymphomes et des leucémies, de 3,4 % dans le groupe témoin se situe généralement chez les femelles des témoins historiques autour de 10 %.
Dans l’analyse de 1998, les augmentations des incidences ont été observées par rapport au nombre initial de rats. A préciser que dans l’analyse de 1998, la significativité des résultats n’est pas documentée.
Dose critique : En considérant la 1ère étude de 1995, un LOAEL de 250 mg.kg-1.j-1 peut être retenu (augmentation de l’incidence des leucémies et des lymphomes). D’après la seconde étude de 1998, on peut retenir un NOAEL de 1 000 mg.kg-1.j-1 pour les effets cancérogènes.
Qualité de l’étude : 2, avec des limites importantes liées à l’exposition de 2 doses uniquement (3 doses minimum attendues pour ce type d’étude), les résultats de l’étude (taux de mortalité significativement plus faible dans le groupe exposé à la plus forte dose peut fausser les résultats avec une apparition de tumeurs spontanées plus importante qui limite l’interprétation des données, faible taux de leucémies et de lymphomes chez les femelles du groupe témoin), le traitement des données (calcul de l’incidence tumorale) et les analyses statistiques (seuil de significativité <0,1 ; méthode statistique qui suppose une létalité rapide pouvant conduire à une relation dose-effet erronée, manque d’informations dans l’étude de 1998).
Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Description
Choix de Valeurs Toxicologiques de Référence
Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation :
L'ATSDR propose un MRL de 2 ppm pour une exposition aiguë par inhalation (2023).
Cette valeur a été établie à partir d'une étude expérimentale réalisée chez des rats, exposés par inhalation jusqu'à 8 000 ppm de MTBE durant 6 heures (Daughtrey et al., 1997; Gill, 1989). Une toxicité aiguë sur le SNC a conduit à une NOAEC de 800 ppm (2 880 mg.m-3). L’ATSDR a construit sa valeur sur la base d’effets neurocomportementaux (altération de la marche, réduction de la force de préhension des membres postérieurs) observés chez les femelles (sexe plus sensible que les mâles) à partir de 4 000 ppm (14 400 mg.m-3), avec les moyennes et taux d’incidence rapportés dans le tableau suivant :
Tableau 2 : critères d’évaluation des effets neurologiques chez les rates exposées pendant 6 heures au MTBE par inhalation (ATSDR, 2023 d’après Gill, 1989 (rapport non publié associé à l’étude publiée de Daughtrey et al., 1997))
| Concentration (ppm) | 0 | 800 | 4 000 | 8 000 |
| Incidence de l’altération de la marche (% d’incidence) | 1/8 (13 %) | 2/8 (25 %) | 6/8* (75 %) | 8/8** (100 %) |
Force de préhension des membres postérieurs (kg) Moy ± DS (n) | 0,40 ± 0,079 (8) | 0,38 ± 0,082 (8) | 0,35 ± 0,051* (8) | 0,28 ± 0,084** (8) |
* p<0,05 ; ** p<0,01 ; (n) = nombre d’animaux, DS = déviation standard
Un calcul de benchmark concentration a pu être réalisé à partir des données relatives à l’incidence de de l’altération de la marche. Des BMC10 de 732 ppm et BMCL10 de 454 ppm ont été calculés à partir du modèle Probit. La BMCL10 a été ajustée pour tenir compte d’une exposition continue (6 h/24 h) selon le calcul suivant :
BMCLADJ = BMCL10 x 6 h/24 h = 454 ppm x 6 h/24 h = 114 ppm
La concentration équivalente humaine a été calculée en tenant compte du ratio animal/homme des coefficients de partage sang/air à partir de l’équation suivante :
BMCLHEC = BMCLADJ x (Hb/g)rat / (Hb/g)Homme = 114 x (11,5/18,7) = 70,1 ppm
Avec (Hb/g) : coefficient de partage sang/air de 11,5 chez le rat et 18,7 chez l’homme
Facteurs d’incertitude : Un facteur 30 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour l'extrapolation de données animales vers l'homme (après ajustement dosimétrique) et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.
Calcul : 70,1 ppm ÷(3 x 10) = 2 ppm soit 7,2 mg.m-3
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation :
L'ATSDR propose un MRL de 1 ppm pour une exposition intermédiaire par inhalation (2023).
Cette valeur a été établie à partir de deux études par inhalation réalisées l’une chez le rat, étude de reproduction sur 2 générations (Bevan et al., 1997) et l’autre chez la souris, étude préliminaire de 4 semaines (Bird et al., 1997). Dans ces deux études, les animaux ont été exposés à des concentrations de 400, 3 000 et 8 000 ppm de MTBE (soit 1 440, 10 800 et 28 800 mg.m-3), pendant 6 heures par jour et 5 jours par semaine. L’ATSDR a retenu comme effet critique l’atteinte du SNC chez le rat (14 à 19 semaines d’exposition chez les générations parentales F0 et F1) (Bevan et al., 1997) et la souris, de même que l’augmentation du poids relatif du foie (génération adulte F1) observée dans les groupes d’animaux (rats et souris) exposés à 3 000 et 8 000 ppm (Bird et al., 1997). L’ATSDR a retenu un même NOAEL de 400 ppm comme point de départ pour le calcul de la VTR, identifié à partir de ces deux études.
Un ajustement a été réalisé pour tenir compte d’une exposition continue à partir du calcul suivant :
NOAECADJ= 400 ppm x 6/24 h x 5/7 j = 71,4 ppm.
La concentration équivalente humaine a été calculée en tenant compte du ratio animal/homme des coefficients de partage sang/air à partir de l’équation suivante :
NOAECHEC = NOAECADJ x (Hb/g)animal / (Hb/g)Homme soit 71,4 x (11,5/18,7) = 43,9 ppm chez le rat
Avec (Hb/g) : coefficient de partage sang/air de 11,5 chez le rat et 18,7 chez l’homme.
Chez la souris, le coefficient de partage n’étant pas connu, une valeur de 1 par défaut a été retenue.
NOAECHEC = NOAECADJ x (Hb/g)animal / (Hb/g)Homme soit 71,4 x 1 = 71,4 ppm chez la souris
L’ATSDR a retenu la valeur calculée chez le rat pour la construction de sa valeur, car plus protectrice que celle obtenue chez la souris.
Facteurs d’incertitude : Un facteur 30 correspondant à un facteur 3 a été appliqué pour l'extrapolation de données animales vers l'homme (qui tient compte de l’ajustement dosimétrique) et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.
Calcul : 43,9 x 1/30 = 1,46 ppm arrondi à 1 ppm soit 3,6 mg.m-3
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation :
L'US EPA (IRIS) propose un RfC de 3 mg.m-3 (0,8 ppm) pour une exposition chronique par inhalation (1993).
Cette valeur a été construite à partir d’une étude de toxicité chronique (2 ans) par inhalation chez le rat (Chun et al., 1992). Les animaux ont été exposés à des concentrations analytiques de 403, 3 023 et 7 977 ppm de MTBE soit 1 453, 10 899 et 28 760 mg.m-3. L’US EPA a retenu comme effet critique des signes cliniques de toxicité (prostration accrue chez les femelles et gonflements des tissus péri-oculaires chez les deux sexes), de même que chez les femelles une toxicité hépatique (augmentation du poids absolu et relatif) et rénale (augmentation du poids relatif et augmentation de la sévérité des lésions rénales spontanées), dans les groupes exposés aux deux plus fortes doses. Un NOAEL de 403 ppm soit 1 453 mg.m-3 a été retenu et ajusté pour une exposition en continue à partir du calcul suivant :
NOAELADJ= 1 453 mg.m-3 x 6/24 h x 5/7 j = 259 mg.m-3.
La valeur équivalente humaine a été calculée en retenant une valeur de 1 par défaut pour les effets extra-thoraciques (absence de donnée sur les coefficients de partage chez le rat et l’humain).
NOAELHEC= NOAELADJ x 1 = 259 mg.m-3.
Facteurs d'incertitude : Un facteur 3 a été appliqué pour l'extrapolation de données animales vers l'homme (un facteur 10 n'a pas été jugé nécessaire en raison de l'utilisation d'ajustements dosimétriques), un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population et un facteur 3 en raison d'un manque de données biologiques et cliniques au cours de cette étude. Le produit de ces facteurs a été arrondi à 100.
Calcul : 259 mg.m-3 x 1/100 = 2,59 mg.m-3 arrondi à 3 mg.m-3
Indice de confiance : L’US EPA accorde un indice de confiance moyen dans l’étude retenue, moyen dans la base de données et moyen pour la construction de la valeur.
L'ATSDR propose un MRL de 1 ppm pour une exposition chronique par inhalation (2023).
Cette valeur a été établie à partir d'une étude de toxicité chronique de 2 ans chez le rat. Les animaux ont été exposés à 400, 3 000 et 8 000 ppm (soit 1 440, 10 800 et 28 800 mg.m-3) de MTBE à raison de 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 2 ans (Bird et al., 1997). L’ATSDR a retenu comme effet critique, des effets rénaux caractérisés par une augmentation du poids relatif des reins, ainsi que par l’augmentation de l’incidence et de la sévérité d’une néphropathie chronique progressive chez les femelles à partir de 3 000 ppm. Un NOAEL de 400 ppm a été retenu pour le calcul de la valeur.
Un ajustement à une durée d’exposition continue (6 h/24 h, 5 j/7 j) a été pratiqué :
NOAELADJ = NOAEL x 6 h/24 h, 5 j/7 j = 71,4 ppm
La concentration équivalente humaine a été calculée en tenant compte du ratio animal/homme des coefficients de partage sang/air à partir de l’équation suivante :
NOAELHEC = NOAELADJ x (Hb/g)animal / (Hb/g)Homme soit 71,4 x (11,5/18,7) = 43,9 ppm chez le rat
Avec (Hb/g) : coefficient de partage sang/air de 11,5 chez le rat et 18,7 chez l’homme (Rao et Ginsberg, 1997 ; Kim et al., 2007).
Facteurs d’incertitude : un facteur 30 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour l'extrapolation de données animales vers l'homme (qui tient compte de l’ajustement dosimétrique) et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.
Calcul : 43,9 x 1/30 = 1,46 ppm arrondi à 1 ppm soit 3,6 mg.m-3
Indice de confiance : cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance
L'OEHHA propose un REL de 8 mg.m-3 pour une exposition chronique par inhalation (2015).
Les éléments relatifs à cette valeur sont précisés dans le document de l’OEHHA 2008 et repris de manière synthétique en 2015. Cette valeur est issue de la même étude que celle utilisée par l'US EPA pour le calcul du RfC. Elle se base sur un NOAEL de 403 ppm (1 453 mg.m-3), 6 heures par jour, 5 jours par semaine, dans une étude par inhalation de 24 mois chez le rat (Chun et al., 1992; Bird et al., 1997). Les animaux exposés à 3 000 ppm et au-delà ont présenté des effets rénaux et hépatiques, ainsi qu'une prostration accrue chez les femelles.
L’OEHHA a réalisé un ajustement pour tenir compte de l’exposition en continue à partir du calcul suivant :
NOAELADJ= 403 ppm x 6/24 h x 5/7 j = 72 ppm.
La valeur équivalente humaine a été calculée en retenant une valeur de 1 par défaut pour les effets extra-thoraciques (absence de donnée sur les coefficients de partage chez le rat et l’humain).
NOAELHEC= NOAELADJ x 1 = 72 ppm.
Facteurs d'incertitude : Un facteur 30 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour l'extrapolation de données animales vers l'homme et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population.
Rem : L'OEHHA n'a pas repris le facteur 3 supplémentaire utilisé par l'US EPA (manque de données biologiques et cliniques au cours de cette étude) en raison d'un manque de clarté dans la justification de l'emploi de ce facteur.
Calcul : 72 ppm x 1/30 = 2,4 ppm arrondi à 2 ppm et 8 mg.m-3
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
RIVM propose une TCA de 2,6 mg.m-3 pour une exposition chronique par inhalation (2009).
Cette valeur a été construite par le RIVM en 2004, suite à une demande spécifique du ministère ayant en charge les aspects environnementaux. La construction de cette valeur est brièvement rapportée dans un rapport en néerlandais dont une partie est traduit en anglais (Swartjes et al., 2004). Sa construction s’appuie principalement sur deux études de toxicité chronique par inhalation réalisées chez le rat (Chun et al., 1992, rapport non publié) et la souris (Burleigh-Flayer et al., 1992, rapport non publié). Un même NOAEL de 1 440 mg.m-3 a été retenu pour chacune de ces études où les animaux ont été exposés 6 heures par jour, 5 jours par semaine, sans aucune information concernant le ou les effets critiques retenus. Un ajustement sur la durée d’exposition a conduit à une valeur de 260 mg.m-3.
Facteurs d'incertitude : Un facteur global de 100 a été appliqué : un facteur 10 pour l'extrapolation de données animales vers l'homme et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population.
Calcul : 260 mg.m-3 x 1/100 = 2,6 mg.m-3
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
Effets à seuil - Exposition aiguë par voie orale :
L'ATSDR ne propose pas de MRL pour une exposition aiguë par voie orale (2023).
Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale :
L'ATSDR propose un MRL de 0,4 mg.kg-1.j-1 pour une exposition intermédiaire par voie orale (2023).
Cette valeur a été établie à partir d'une étude expérimentale réalisée chez des rats mâles juvéniles, exposés par gavage à des doses de 0, 300, 600 ou 1 200 mg.kg-1.j-1 de MTBE dans l'huile de maïs du 35e au 56e jour après la naissance (soit 21 jours) (Zhu et al., 2022). L’atteinte du développement de l’appareil reproducteur des mâles (baisse de concentration sérique de testostérone d’environ 50 %) observée dès 300 mg.kg-1.j-1 a été retenue comme effet critique. Aucune dose sans effet n’a été identifiée par les auteurs.
L’analyse des données, identifiées graphiquement, a conduit l’ATSDR à retenir une « Benchmark dose limite (BMDL1SD[1]) » de 36 mg.kg-1.j-1 calculée à partir du modèle exponentiel (de degré 4) pour l’augmentation de la concentration sérique de testostérone chez les jeunes mâles exposés sur une période qui couvre la fin de la puberté.
BMDL1SD = 36 mg.kg-1.j-1
Facteurs d’incertitude : Un facteur 100 a été retenu comprenant un facteur 10 pour l'extrapolation de données animales vers l'homme et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.
Calcul : 36 mg.kg-1.j-1 x 1/10x10 = 0,36 mg.kg-1.j-1 arrondi à 0,4 mg.kg-1.j-1
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
[1] «Standard deviation
Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale :
L'ATSDR ne propose pas de MRL pour une exposition chronique par voie orale (2023).
Le RIVM propose une DJT de 0,3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale (2009).
Cette valeur a été construite par le RIVM en 2004, suite à une demande spécifique du ministère ayant en charge les aspects environnementaux. La construction de cette valeur est brièvement rapportée dans un rapport en néerlandais qui a partiellement été traduit (Swartjes et al., 2004). Sa construction est basée sur une étude de toxicité sub-chronique de 90 jours réalisée chez le rat exposé au MTBE par gavage dans l'huile de maïs à des doses de 0, 100, 300, 900 ou 1 200 mg.kg-1.j-1 (7 jours par semaine) (Robinson et al., 1990). Le RIVM s’est appuyé sur l’analyse de l’ECB (2002) pour retenir un NOAEL de 300 mg.kg-1.j-1 justifié par l’augmentation du poids relatif du foie chez les mâles à partir de 900 mg.kg-1.j-1 et les légères variations des marqueurs sanguins hépatiques (taux de cholestérol et ASAT). L’ECB précise par ailleurs qu’en raison des données biochimiques et histologiques, l’augmentation du poids relatif des reins chez les femelles du groupe exposé à 300 mg.kg-1.j-1 ne peut justifier de fixer un NOAEL pour cet effet.
Facteurs d'incertitude : Un facteur global 1 000 a été appliqué : un facteur 10 pour l'extrapolation de données animales vers l'homme, un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population et un facteur 10 supplémentaire pour tenir compte de la durée de l’étude et du manque de données.
NB : aucune des études plus récentes examinées par le RIVM (Belpoggi et al., 1995 ; Zhou et Ye, 1999 ; Williams et al., 2000) n’a permis d’identifier de doses critiques plus faibles que 300 mg.kg-1.j-1. Le RIVM a maintenu l’étude de Robinson et al.(1990) comme étude clé de référence.
Calcul : 300 mg.kg-1.j-1 x 1/1 000 = 0,3 mg.kg-1.j-1
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation :
L'OEHHA propose un ERUi de 2,6.10-7 (µg.m-3)-1 pour une exposition par inhalation (2025).
L’ERUi a été construit à partir de l’ERUo dont la démarche de construction décrite au paragraphe suivant, s’appuie sur deux études de cancérogénèse réalisées par inhalation et voie orale (Chun et al., 1992 ; Belpoggi et al., 1995, 1998). Pour une extrapolation de voie à voie, l'OEHHA a estimé que l'homme absorbe 50 % du MTBE inhalé à faibles doses, ce qui donne un ERUi de 2,6.10-7 (µg.m-3)-1, considérant un poids moyen de 70 kg et un volume inhalé de 20 m3 par jour.
Calcul : ERUi = 1,8.10-6 (µg.kg-1.j-1)-1 x 20 m2 x 1/70 kg x 0,5
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale :
L'OEHHA propose un ERUi de 1,8.10-3 (µg.m-3)-1 pour une exposition par voie orale (2025).
Les éléments relatifs à cette valeur sont précisés dans le document de l’OEHHA 2011 et repris de manière synthétique en 2025. Cette valeur a été calculée à partir de deux études de cancérogenèse chez le rat exposé par inhalation (Chun et al., 1992) ou par gavage (Belpoggi et al., 1995, 1998). Une augmentation significative des adénomes et carcinomes rénaux a été observée chez les mâles exposés par inhalation (Chun et al., 1992). Par voie orale, une augmentation dose-dépendante de l'incidence des lymphomes et des leucémies a été observée chez les femelles et une augmentation du nombre de tumeurs des cellules interstitielles de Leydig a été notée chez les mâles (Belpoggi et al., 1995, 1998).
A partir des données expérimentales des deux études, les doses induisant une augmentation de 10 % de l'incidence des tumeurs ont été calculées (LED10), aboutissant à des valeurs de cancers slope factors (CSF) après ajustements temporels ((te/t1)3 avec t1 = 104 semaines) et pharmacodynamiques (Poids Corporel3/4).
Tableau 3 : calculs de l’augmentation des incidences tumorales (10 %) et Slope factors (CSF) dans les études de cancérogénèses chez le rat (OEHHA, 2011)
| Voie | Sexe | Type tumoral | LED10 (mg.kg-1.j-1) | CSF (mg.kg-1.j-1)-1 | Référence |
| Inhalation | Mâle | Adénomes et carcinomes tubulaires rénaux | 55 | 1,8 10-3 | Chun et al., 1992 |
| Inhalation | Mâle | Tumeurs interstitielles testiculaires | 11 | 8,7 10-3 | Chun et al., 1992 |
| Orale (gavage) | Mâle | Tumeurs cellules de Leydig | 76 | 1,38 10-3 | Belpoggi et al., 1995 |
| Orale (gavage) | Mâle | Tumeurs cellules de Leydig | 64 | 1,55 10-3 | Belpoggi et al., 1998 |
| Orale (gavage) | Femelle | Leucémies et lymphomes | 49 | 2,03 10-3 | Belpoggi et al., 1995 |
| Orale (gavage) | Femelle | Leucémies et lymphomes | 48 | 2,09 10-3 | Belpoggi et al., 1998 |
Compte tenu de la proximité des valeurs obtenues chez le rat et des niveaux de confiance comparables, l’OEHHA a réalisé la moyenne géométrique des 3 valeurs retenues (en gras dans le tableau), à savoir les adénomes et carcinomes combinés rénaux chez le mâle (Chun et al., 1992), les tumeurs des cellules de Leydig chez le mâle et les leucémies et les lymphomes combinés chez la femelle (Belpoggi et al., 1998). Le CSF pour la voie orale a été estimé à 1,8 10-3 (mg.kg-1.j-1)-1, équivalent à un ERU0.
Calcul : ERUo = 1,8.10-3 (mg.kg-1.j-1)-1 + 1,55 10-3 (mg.kg-1.j-1)-1 + 2,09 10-3 (mg.kg-1.j-1)-1/3
= 1,8 10-3 (mg.kg-1.j-1)-1
Indice de confiance : Cet organisme ne détermine pas d’indice de confiance.
[1] Les effets non néoplasiques de cette même étude sont rapportés dans le paragraphe sur les effets à seuil
[1] Activité de l’aspartate aminotransférase
[1] Les effets néoplasiques de cette même étude sont rapportés au paragraphe sur les effets sans seuil.
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Synthèse
Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation :
L’Ineris propose de retenir pour une exposition aiguë au MTBE par inhalation la VTR aiguë de 2 ppm soit 7,2 mg.m-3 (ATSDR, 2023).
Seul l’ATSDR (2023) propose une valeur pour une exposition aiguë par inhalation au MTBE. Cette valeur est basée sur une étude de toxicité aiguë chez le rat exposé par inhalation à différentes concentrations de MTBE pendant 6 heures (Gill, 1989 ; Daughtrey et al., 1997). L’étude, initialement non accessible, puis publiée, est de bonne qualité. L’ATSDR retient comme effet critique, une altération de la marche, qui correspond à une atteinte du SNC, organe cible principal du MTBE.
L’ATSDR base son calcul à partir d’une BMCL10. Les ajustements temporels et dosimétriques sont adaptés et le choix des facteurs d’incertitude sont cohérents. L’ensemble de la démarche est bien détaillé, l’Ineris retient la valeur de l’ATSDR.
Indice de confiance : fort pour la qualité de l’étude, le choix de l’effet, de la dose critique et la construction de la valeur
Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation :
L’Ineris propose de retenir pour une exposition sub-chronique au MTBE par inhalation la VTR sub-chronique de 3,6 mg.m-3 soit 1 ppm (ATSDR, 2023).
Seul l’ATSDR (2023) propose une valeur pour une exposition sub-chronique par inhalation au MTBE. Cette valeur est basée sur deux études réalisées l’une chez le rat (étude de reproduction sur 2 générations) (Bevan et al., 1997) et l’autre chez la souris (étude préliminaire de 4 semaines) (Bird et al., 1997). L’étude sur 2 générations chez le rat est de bonne qualité, alors que l’étude préliminaire de 4 semaines chez la souris, initialement réalisée pour déterminer les organes cibles du MTBE en vue de l’étude de cancérogénèse, a été réalisée sur un petit nombre d’animaux (5 à 10/sexe/groupe) et peu de données ont été retranscrites dans l’article. De plus, la durée d’exposition de l’étude sur la souris est trop courte pour l’élaboration d’une valeur sub-chronique. L’atteinte du SNC identifiée dans l’étude chez le rat et reconnue comme étant l’un des effets critiques aussi bien chez le rat que chez la souris, correspond bien à un organe cible de la toxicité du MTBE, mais repose dans chacune des deux études sur une analyse qualitative ne mentionnant aucune donnée individuelle, ni calcul statistique. Le second effet critique, l’augmentation du poids absolu et relatif du foie chez les rats de première génération, est peu pertinent en raison de l’absence de lésion histologique associée.
L’ATSDR a construit sa valeur à partir d’un NOAEL (identique dans les deux études) et a procédé à des ajustements temporels et dosimétriques qui sont justifiés. Les facteurs d’incertitude appliqués sont cohérents et conduisent à une valeur obtenue chez le rat, plus protectrice que celle chez la souris. La démarche est claire, les calculs et le choix des facteurs d’incertitude sont cohérents. L’Ineris retient la valeur de l’ATSDR.
Indice de confiance : moyen pour la qualité des données et le choix des effets critiques.
Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation :
L’Ineris propose de retenir pour une exposition chronique au MTBE par inhalation la VTR chronique de 3,6 mg.m-3 soit 1 ppm (ATSDR, 2023).
Quatre organismes proposent des VTR : l’US EPA (1993), l’OEHHA (2015), le RIVM (2009) et l’ATSDR (2023). Tous les organismes utilisent les mêmes études expérimentales d’exposition chronique par inhalation chez le rat : celles de Chun et al., 1992 (rapport non publié) et Bird et al., 1997. Seul le RIVM s’appuie également sur une étude de toxicité chronique par inhalation réalisée en parallèle chez la souris :celle de Burleigh-Flayer et al., 1992 (rapport non publié).
L’étude chez le rat retenue par tous les organismes est une étude d’exposition chronique par inhalation (2 ans), ce qui correspond à la durée pour laquelle la valeur est élaborée. L’étude est de qualité recevable, malgré le manque de données notamment sur les effets cliniques et sur la néphrotoxicité chez les femelles. Les effets critiques retenus varient quelques peu selon les organismes : toxicité rénale chez les femelles (poids et néphrotoxicité d’intensité croissante en fonction des concentrations d’exposition) retenue par tous les organismes, puis toxicité hépatique (augmentation du poids relatif et absolu sans lésions associées) et atteinte du SNC (prostration) chez les femelles pour l’OEHHA et l’US EPA, et enfin un gonflement des tissus péri-oculaires chez les deux sexes pour l’US EPA uniquement. Le RIVM ne détaille pas le ou les effets critiques retenus, sa valeur est donc écartée par manque de transparence.
Les deux effets critiques les plus pertinents sont la néphrotoxicité chez les femelles (sans lien avec le mécanisme de toxicité impliquant l’α2u-globuline urinaire chez les rats mâles) et l’atteinte du SNC, organe cible privilégié de la toxicité du MTBE. La toxicité hépatique, limitée à une augmentation du poids et, les gonflements des tissus péri-oculaires, semblent moins pertinents.
Tous les organismes ont construit leur valeur à partir de la même NOAEC et ont procédé au même ajustement temporel.
L’ATSDR, l’US EPA et l’OEHHA utilisent ensuite une démarche similaire pour le calcul de la dose équivalente chez l’homme, en tenant compte des coefficients de partage sang/air chez le rat et l’humain pour les effets extra-thoraciques. En raison de l’absence de valeurs au moment de l’élaboration des VTR, l’US EPA et l’OEHHA (qui reprend la construction de l’US EPA) retiennent une valeur par défaut de 1. Seul l’ATSDR en 2023 utilise les valeurs de ces coefficients pour affiner son calcul.
Enfin, pour le choix des facteurs d’incertitude, les trois organismes utilisent un facteur 3 pour l’extrapolation des données animales à l’homme et un facteur 10 pour tenir de la variabilité au sein de l’espèce humaine ce qui est cohérent au regard des données utilisées. Seul l’US EPA ajoute un facteur supplémentaire de 3, justifié par un manque de données. Il semble toutefois que les différents organismes ont eu accès au rapport d’étude non publié, avec l’ensemble des données.
L’Ineris retient la valeur de l’ATSDR en raison de la pertinence de l’effet critique et du calcul plus précis de l’ajustement allométrique.
Indice de confiance : moyen en raison de la qualité des données et du choix des effets critiques.
Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale :
L’Ineris propose de retenir pour une exposition sub-chronique au MTBE par voie orale la VTR sub-chronique de 0,4 mg.kg-1.j-1 (ATSDR, 2023).
Seul l’ATSDR propose une VTR. Elle s’appuie sur une étude expérimentale récente réalisée sur des mâles juvéniles exposés pendant 21 jours au MTBE par voie orale. La durée d’exposition est relativement courte pour dériver une VTR sub-chronique, mais elle cible une période particulièrement critique du développement de l’appareil reproducteur des petits mâles. Cette étude, réalisée à partir de techniques récentes permettant d’explorer les mécanismes de toxicité est de bonne qualité, bien que réalisée sur un petit nombre d’animaux.
L’ATSDR a retenu comme effet critique la baisse de concentration sérique de testostérone qui cible une atteinte cellulaire spécifique (cellules de Leydig en apoptose) du développement de l’appareil reproducteur chez les mâles. L’effet est pertinent au regard de la toxicité du MTBE qui cible la reproduction des mâles. Une benchmark dose, calculée à partir de données rapportées uniquement graphiquement, a été retenue comme dose critique.
Le choix des facteurs d’incertitude est justifié. La démarche dans la construction de la valeur est cohérente et bien détaillée. L’Ineris retient la valeur de l’ATSDR
Indice de confiance : moyen pour le choix de l’étude et la qualité des données.
Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale
L’Ineris propose de retenir pour une exposition chronique au MTBE par voie orale la VTR chronique de 0,3 mg.kg-1.j-1 (RIVM, 2009).
Ce choix est basé sur la seule valeur disponible proposée par le RIVM. Elle est construite à partir d’une étude de toxicité sub-chronique chez le rat réalisée par voie orale (gavage) (Robinson et al., 1990). Cette étude de qualité recevable présente néanmoins une faiblesse en raison de la mort prématurée de plusieurs animaux des groupes traités liés à des erreurs de gavage. Le choix de l’effet critique retenu, l’augmentation du poids relatif du foie, est non spécifique et peu pertinent malgré l’augmentation aléatoire de certains marqueurs biochimiques de toxicité hépatique (ASAT, cholestérol). A la dose critique sans effet retenue par le RIVM (NOAEL de 300 mg.kg-1.j-1), une augmentation significative de l’ASAT a été rapportée, alors que le taux de cholestérol sanguin a été significativement augmenté à toutes les doses testées chez les femelles (LOAEL de 100 mg.kg-1.j-1).
Le choix des facteurs d’incertitude est cohérent.
L’Ineris choisit de retenir par défaut la seule valeur disponible.
Indice de confiance : par défaut du fait de la durée et de la qualité de l’étude source, du choix de l’effet et de la dose critique.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation :
L’Ineris propose de ne pas retenir pour une exposition chronique au MTBE par inhalation l’ERUi de 2,6.10-7 (µg.m-3)-1 (OEHHA, 2025)
En raison d’un mécanisme supposé d’action cancérogène à seuil, l’Ineris ne retient pas la valeur de l’OEHHA.
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’Ineris propose de ne pas retenir pour une exposition chronique au MTBE par voie orale l’ERU0 de 1,8.10-3 (mg.kg-1.j-1)-1 de l’OEHHA (2025)
En raison d’un mécanisme supposé d’action cancérogène à seuil, l’Ineris ne retient pas la valeur de l’OEHHA.
Autres valeurs des organismes reconnus
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 30/06/2026
Introduction
L'objectif de cette rubrique est d'estimer les effets à long terme sur la faune et la flore, les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Lorsqu'un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique est disponible, les résultats d'écotoxicité aiguë ne sont pas fournis. Lorsque l'écotoxicité chronique n’est pas suffisamment connue, les résultats d'écotoxicité aiguë sont présentés et peuvent servir de base pour l'extrapolation des effets à long terme. Le MTBE est en cours d'évaluation par la Commission Européenne dans le cadre du Règlement 793/93. Les résultats présentés ci-après sont issus de Commission Européenne (2001). Nous souhaitons, en effet, rester homogènes avec les décisions prises au sein de l'Union Européenne.
Dangers
Valeurs de danger
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Synthèse
Eau douce
Paramètres d'écotoxicité aiguë :
Paramètres d'écotoxicité chronique :
Sédiments d'eau douce
Il n'existe pas de résultats valides vis à vis des organismes benthiques.
Sol
Il n'existe pas de résultats d'essais court-terme sur les organismes terrestres.
Valeurs écotoxicologiques
Valeurs guides
Description
Compartiment aquatique :
Il existe des essais long terme sur trois niveaux trophiques. Un facteur d'extrapolation de 10 peut être appliqué à la donnée la plus faible (Mysidopsis bahia : NOEC = 26 mg.L-1) pour dériver une PNEC pour le compartiment aquatique.
D'où :
PNECEAU = 2,6 mg.L-1
Compartiment sédimentaire :
Comme il n'existe pas de données valides vis à vis des organismes benthiques, il est possible, en première approche, de déterminer une PNEC pour le compartiment sédimentaire en utilisant la méthode du coefficient de partage (CE, 1996).
PNECSED = KSED-EAU/RHOSED ´ PNECEAU ´ 1 000
RHOSED : densité des sédiments (humides) (valeur par défaut : 1 300 kg.m-3)
KSED-EAU : coefficient de partage entre l'eau et les sédiments (1,03 m3.m-3)
D'où :
PNECSED = 2,05 mg.kg-1 sédiment humide = 5,33 mg.kg-1 sédiment sec
Compartiment terrestre :
Comme il n'existe pas de données valides vis à vis des organismes terrestres, il est possible, en première approche, de déterminer une PNEC pour le sol en utilisant la méthode du coefficient de partage (CE, 1996).
PNECSOL : KSOL-EAU/RHOSOL ´ PNECEAU ´ 1 000
RHOSOL : densité du sol (humide) (valeur par défaut : 1 700 kg.m-3)
KSOL-EAU : coefficient de partage sol eau (0,477 m3.m-3)
D'où :
PNECSOL = 0,73 mg.kg-1 sol humide = 0,82 mg.kg-1 sol sec
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Bibliographie
Activité endocrine
Dernière vérification le 30/06/2026
Généralités sur les activités endocrines
Classement perturbateurs endocriniens (liste des substances reconnues comme perturbateurs endocriniens (PE) dans la réglementation européenne edlists.org (https://edlists.org/the-ed-lists. mise à jour en juin/2024)
Le MTBE a été retiré de la liste II (suspicion d’effet PE) car la France, autorité compétente désignée par l’UE, a rendu un rapport en 2021 réfutant la suspicion d’un effet PE. Pour l’environnement : effet œstrogénique potentiel mais sans effet apical. Sur la base des données évaluées, la définition actuelle de perturbateur endocrinien n’est pas conforme pour l’environnement. Santé humaine : effets liés à la dysfonction érectile observés à fortes doses uniquement ; insuffisant pour justifier des travaux supplémentaires. De nouvelles données pourraient nécessiter un examen plus approfondi dans un prochain RMOA (Regulatory Management Option Analysis).
Une récente évaluation de la perturbation endocrinienne pour la santé humaine a été réalisée par l’Anses (Anses, 2023). Il ressort de cette expertise que les effets endocriniens potentiels relevant de modalités œstrogénique, androgéniques, thyroïdiennes ou stéroïdogènes (EATS) n’ont pas été jugés assez solides pour permettre l’identification de la substance comme perturbateur endocrinien (PE).
En revanche, l’Anses a conclu que le MTBE peut être considéré comme un PE suspecté pour la santé humaine en raison de sa capacité potentielle à induire une insulino-résistance. Cette conclusion s’appuie principalement sur une étude robuste et bien conduite chez des animaux nourris avec une alimentation riche en graisses, ayant permis de mettre en évidence de tels effets (Tang et al., 2019). Par ailleurs, il est plausible que l’induction de cette insulino-résistance se fasse par un mode d'action endocrinien spécifique au métabolisme lipidique et glucidique (via FABP4 et PPARγ dans les adipocytes).
Données technico-économiques
Dernière vérification le 16/06/2026
Tableaux de synthèse
Généralités
| CAS | 1634-04-4 |
|---|---|
| SANDRE | 1512 |
| Usages principaux |
Mini-FTE Importer Usage 1* : Additif dans les carburants ; |
| Autres informations d'usage |
Mini-FTE Importer * :
*la répartition actuelle des usages est inconnue en raison d'un processus de substitution du MTBE par l'ETBE en cours pour son premier usage d'additif dans les carburants et de changements significatifs dans la structure et les volumes de production du MTBE en France et en Europe. Inclusion dans des articles : Non Large utilisation dispersive : Oui Principaux produits de dégradation dans l'eau : 2-Méthylpropan-2-ol (CAS 75-65-0) Secteurs NAF identifiés comme usagers : 19.2, 20.1, 20.3, 20.4, 20.5, 22.1, 32.3, 46.1, 46.7,
|
| Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) | non |
| Substance soumise à autorisation dans Reach | non |
| Substance soumise à restriction dans Reach | non |
| Substance extrêmement préoccupante (SVHC) | non |
| Réglementations |
Mini-FTE Importer
PNEC (Predicted No Effect Concentration) – Eau douce : 136 µg.l-1 au 17/04/2018 (PNEC Ineris basée sur des données expérimentales). |
| Classification CLP | Voir la classification CLP |
Volume de production
| France |
Mini-FTE Importer 0 t.an-1 (2014) |
|---|---|
| UE |
Mini-FTE Importer 1 600 000 t.an-1 (2010) |
| Monde |
Mini-FTE Importer Pas d'information |
Consommation
| Volume de consommation en France |
Mini-FTE Importer Pas d'information |
|---|
Présence dans l'environnement
| Eaux de surface |
Mini-FTE Importer En France, sur les 12 792 mesures effectuées (12 792 points de prélèvements) dans les eaux de surface et recensées dans la base Naïades entre 2014 et 2017, 0,33% sont supérieures à la limite de quantification (comprise entre 0,2 et 0,5 µg.L-1). La médiane des valeurs supérieures à la limite de quantification est de 0,95 µg.L-1. La valeur maximale observée est de 5,7 µg.L-1 à Pougny. En Europe, 3 552 mesures de MTBE dans les eaux de surface (rivières) entre 2010 et 2016 sont enregistrées dans la base EMPODAT, 87% ont été réalisés aux Pays-Bas, 13% en Allemagne et 0,28% en Belgique. Ces relevés couvrent au total 71 stations. Parmi ces 3 552 mesures, 55% présentent des concentrations inférieures à la limite de quantification et 45% supérieures aux limites de quantification. La valeur médiane des concentrations supérieures aux limites de quantifications est 0,12 µg.L-1. La valeur maximale est de 13 µg.L-1 à Lobith aux Pays-Bas (Rhin). |
|---|---|
| Eaux souterraines |
Mini-FTE Importer En France, sur 5 597 des mesures effectuées dans les eaux souterraines entre 2014 et 2017 sur 1 783 communes et recensées dans la base de données ADES, 0,14% présentent des concentrations supérieures à la limite de quantification. La valeur maximale observée est de 0,6 µg.L-1 à Villeneuve-La-Garenne. |
| Air |
Mini-FTE Importer L'ANSES a estimé le niveau d'exposition environnemental au MTBE (environnement intérieur et extérieur) pour la population en France : il varie de 0,15 à 23 µg.m-3, les valeurs moyennes et médianes sont respectivement 1,2 et 1 µg.m-3 . L'ANSES indique que ces estimations ne tiennent pas compte de la diminution de l'utilisation du MTBE en France dans l'industrie pétrolière. L'ANSES indique que cette exposition peut être plus importante lors de la distribution de carburants ou la fréquentation des stations-services. |
| Sols |
Mini-FTE Importer Les sites contaminés sont les sites des stations-services. |
Réduction des émissions et substitutions
| Autres commentaires |
Mini-FTE Importer
|
|---|
Bibliographie
Archives
Dernière vérification le 29/03/2024
Documents
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