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Timestamp: 2020-02-29 01:47:49+00:00

Document:
ARCHIVÉE - Environnement et Changement climatique Canada - Évaluation des substances existantes - Rapport d'¨¦valuation pour ¦Á-Chlorotolu¨¨ne
Sixième lot
Évaluation préalable pour le Défi concernant le
a-Chlorotoluène
(chlorure de benzyle)
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
(Version PDF - 368 Ko)
Rejets dans l’environnement
Devenir dans l’environnement
Persistance et potentiel de bioaccumulation
Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement
Potentiel d’effets nocifs sur la santé humaine
Annexe 1 : Limites supérieures des estimations de l'absorption quotidienne de chlorure de benzyle par la population générale au Canada
Annexe 2 : Estimation de l'exposition au chlorure de benzyle présent dans les produits de consommation d'après ConsExpo version 4.1 (ConsExpo, 2006; RIVM, 2006)
Annexe 3 : Résumé de l'information sur les effets du chlorure de benzyle pour la santé
En application l’article 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE(1999)], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable de l’a-chlorotoluène, dont le numéro de registre du Chemical Abtracts Service est 100-44-7. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard de cette substance durant la catégorisation visant laListe intérieure dans le cadre du Défi. L’a-chlorotoluène a été jugé comme présentant le plus fort risque d’exposition pour la population du Canada, et il a été classé par d’autres organismes en fonction de sa cancérogénicité et de sa génotoxicité. La substance répondait au critère de la catégorisation relatif à la persistance, mais elle ne répondait pas aux critères liés au potentiel de bioaccumulation ou à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. La présente évaluation est donc principalement axée sur les aspects liés à la santé humaine.
Selon les renseignements communiqués en réponse à un avis émis en application de l’article 71 de la Loi, aucune personne au Canada n’a déclaré fabriquer de l’a-chlorotoluène en quantité égale ou supérieure au seuil de déclaration de 100 kg au cours de l’année civile 2006. Cependant, il a été signalé que de 100 000 à 1 000 000 kg ont été importés au Canada au cours de cette même année. Les réponses à l’avis émis en vertu de l’article 71 ont indiqué que l’a-chlorotoluène est surtout utilisé au Canada en tant qu’intermédiaire chimique pour la synthèse de composés d’ammonium quaternaire, qui sont principalement employés comme désinfectants de surface dure, inhibiteurs de corrosion, fongicides dans les nettoyants industriels ainsi que bactéricides dans les surfactants présents dans les produits d’entretien ou les produits de soins personnels. D’après les renseignements présentés dans la documentation technique et scientifique disponible, l’a-chlorotoluène est aussi utilisé comme intermédiaire dans la synthèse organique de l’alcool benzylique et du phtalate de benzyle et de butyle, qui sont également employés dans une vaste gamme d’applications comme des produits pharmaceutiques, des préparations cosmétiques, des aromatisants, des solvants, des colorants de textile et des plastifiants dans les revêtements de sol vinyliques et dans d’autres matières plastiques souples de poly(chlorure de vinyle) servant, entre autres utilisations, à l’emballage des aliments.
Les émissions d’a-chlorotoluène dans l’environnement ambiant devraient surtout provenir de sources anthropiques, où il est utilisé comme intermédiaire chimique. Cependant, en raison de son usage dans des réactions captives, de telles émissions devraient être faibles. L’a-chlorotoluène a été détecté dans les émissions de cheminées d’incinérateur de déchets et pourrait aussi être présent dans les émissions atmosphériques provenant du brûlage de carburants fossiles. Compte tenu de ses propriétés physiques et chimiques, l’inhalation s’avère vraisemblablement la principale voie d’exposition au a-chlorotoluène pour la population générale. On prévoit que l’exposition associée à l’utilisation de produits contenant des quantités résiduelles d’a-chlorotoluène est faible.
En se fondant principalement sur des évaluations reposant sur le poids de la preuve réalisées par des organismes internationaux et d’autres organismes nationaux, la cancérogénicité constitue l’effet critique pour la caractérisation des risques pour la santé humaine liés à une exposition à l’a-chlorotoluène. Une incidence accrue des tumeurs dans de nombreux organes, y compris dans le préestomac, la thyroïde, les poumons, le foie et l’appareil circulatoire, a été observée chez des rats et des souris exposés par voie orale. De plus, on a obtenu des preuves limitées de tumeurs cutanées chez des souris exposées par voie cutanée à l’a-chlorotoluène. En outre, des études épidémiologiques ont laissé entendre qu’il y avait peu de preuves de cancers touchant les appareils respiratoire et digestif chez des populations exposées dans une ambiance professionnelle. Une vaste gamme d’études menées in vitro ainsi que certaines études menées in vivo ont indiqué que l’a-chlorotoluène était génotoxique. Bien que le mode d’induction de tumeurs par l’a-chlorotoluène n’ait pas été élucidé, on ne peut écarter la possibilité que les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire soient attribuables à l’interaction directe de l’a-chlorotoluène avec le matériel génétique. Compte tenu de la cancérogénicité de l’a-chlorotoluène à laquelle est associée une probabilité d’effets nocifs à tout niveau d’exposition, on conclut que l’a-chlorotoluène est une substance qui peut pénétrer dans l’environnement en quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.
L’a-chlorotoluène répond au critère de la persistance dans l’air qui est prévu dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation, mais non aux critères de la bioaccumulation en vertu de ce règlement. De plus, la substance devrait présenter un potentiel de toxicité modéré pour les organismes aquatiques. D’après ces renseignements et les concentrations faibles prévues dans l’environnement, on conclut en outre que l’a-chlorotoluène ne pénètre pas dans l’environnement en quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique ni à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.
Cette substance s’inscrira dans la prochaine mise à jour de l’inventaire de la Liste intérieure. De plus, des activités de recherche et de surveillance viendront, s’il y a lieu, appuyer la vérification des hypothèses formulées au cours de l’évaluation préalable et, le cas échéant, l’efficacité des mesures de contrôle possibles déterminées à l’étape de la gestion des risques.
D’après les renseignements disponibles, l’a-chlorotoluène remplit un ou plusieurs des critères de l’article 64 de la LCPE(1999).
La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE(1999)] (Canada, 1999) exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui répondent aux critères de catégorisation énoncés dans laLoi, afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.
En se fondant sur l'information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu'une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :
celles qui répondent à tous les critères environnementaux de la catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l'on croit être commercialisées au Canada;
celles qui répondent aux critères de la catégorisation pour le plus fort risque d'exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d'exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications qui ont été établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.
Le 9 décembre 2006, les ministres ont donc publié un avis d'intention dans la Partie I de la Gazette du Canada(Canada, 2006), dans lequel ils priaient l'industrie et les autres parties intéressées de fournir des renseignements précis qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, ainsi qu'à élaborer et à évaluer les meilleures pratiques de gestion des risques et de bonne gestion des produits pour ces substances d'importance prioritaire.
L'a-Chlorotoluène a été considéré comme substance d'intérêt prioritaire qui devrait faire l'objet d'une évaluation du risque sur la santé humaine. Il présenterait en effet unPFRE et avait été classifié par d'autres agences quant à la carcinogénicité.
Le Défi relatif à l'a-Chlorotoluène a été publié dans laGazette du Canada, le 31 mai 2008 (Canada, 2008), en même temps qu'un profil de substance. Le profil de substance présentait les informations techniques disponibles avant décembre 2005, sur lesquelles reposait la catégorisation de cette substance. Des soumissions d'informations sont arrivées en grand nombre en réponse au Défi.
Même s'il a été jugé hautement prioritaire d'évaluer les risques que présente le chlorure de benzyle pour la santé humaine et que cette substance répond aux critères écologiques de la catégorisation pour la persistance, la substance ne répondait pas aux critères pour le potentiel de bioaccumulation ou la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. La présente évaluation porte donc essentiellement sur les informations pertinentes pour l'évaluation des risques sur la santé humaine.
Les évaluations préalables effectuées aux termes de laLCPE(1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de toxicité des substances chimiques au sens de l'article 64 de laLCPE(1999).
Les évaluations préalables visent à examiner des renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.
La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations et l'exposition, y compris ceux fournis dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de l'a-Chlorotoluène étaient tirées de publications, de documents d'examen et d'évaluation originaux, de rapports de recherche des parties intéressées et de récentes recherches documentaires effectuées jusqu'en décembre 2008 destinées aux sections du document qui traitent des effets sur la santé et de l'exposition. Les études importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique; les résultats de la modélisation peuvent avoir servi à formuler des conclusions. L'évaluation des risques sur la santé humaine implique la prise en considération des données pertinentes pour estimer l'exposition (non professionnelle) de la population générale et des informations sur les risques pour la santé (fondées principalement sur des évaluations faites par d'autres organismes, selon la méthode du poids de la preuve, pour déterminer la priorité de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique et/ou sur l'écart entre les taux d'effet prudents et les taux estimatifs de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable. La présente évaluation préalable ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire de l'information la plus importante afin d'appuyer la conclusion.
L'évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada et elle intègre les résultats d'autres programmes de ces ministères. L'évaluation a fait l'objet d'examen ou de consultation écrits par les pairs externes. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment Mme Lynne Haber (Ph. D.) (TERA), M. Michael Jayjock (Ph. D.) (The Lifeline Group) et M. John Christopher (Ph. D.) (California Department of Toxic Substances Control). Par ailleurs, l'ébauche de cette évaluation préalable a fait l'objet d'une période de commentaires du public de 60 jours. Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l'évaluation préalable.
Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.
Aux fins du présent document, la substance dont il est question ici est appelée a-Chlorotoluène. Les renseignements relatifs à l'identité de cette substance sont résumés au tableau 1.
Tableau 1. Identité de la substance – a-Chlorotoluène
Tableau 1. Identité de la substance – a­Chlorotoluène
Numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS) 100-44-7
Nom dans la Liste intérieure des substances (LIS) Benzene, (chloromethyl)-
Noms dans les NCI Benzene, (chloromethyl)- (AICS, ASIA-PAC, PICCS, SWISS, TSCA) Benzene, chloromethyl- (PICCS) Benzyl chloride (PICCS, TAIWAN) Benzyl chloride (ENCS) (Chloromethyl) benzene (ECL) a-Chlorotoluene (EINECS)
Autres noms 1-Chlorométhylbenzène; chlorométhylbenzène; chlorophénylméthane; NSC 8043; phenylmethyl chloride; Toluène, a-chloro-; Tolyl chloride; UN 1738; UN 1738 (DOT)
Groupe chimique (groupe de la LIS1) Produits chimiques organiques définis
SMILES c(cccc1)(c1)CCl
Abréviations: AICS, inventaire des substances chimiques de l'Australie; ASIA-PAC, listes des substances de l'Asie-Pacifique; No CAS, numéro de registre du Chemical Abstracts Service; DSL, liste intérieure des substances; ECL, liste des produits chimiques existants de la Corée; EINECS, Inventaire européen des substances chimiques commerciales existantes; ENCS, inventaire des substances chimiques existantes et nouvelles du Japon; PICCS, inventaire des produits et substances chimiques des Philippines; SWISS, liste des toxiques 1 et inventaire des nouvelles substances notifiées de la Suisse; SMILES, simplified molecular input line entry specification; TAIWAN, liste des substances toxiques de Taiwan; TSCA, inventaire des substances chimiques visées par la Toxic Substances Control Act des États-Unis.
Source : NCI, 2006
Le tableau 2 présente un sommaire des propriétés physiques et chimiques de l'a-Chlorotoluène.
Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques de l'a-Chlorotoluène
Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques de l'a­Chlorotoluène
Abréviations : Kco, coefficient de partage carbone organique-eau; Koe, coefficient de partage octanol-eau.
1 Les valeurs entre parenthèses sont celles qui ont été notées dans les références.
Point de fusion (°C) Expérimental - 45 – CRC, 2008
Point d'ébullition (°C) Expérimental 179 – CRC, 2008
Densité (g/mL à 20 °C) Expérimental 1,10 – Merck Index, 2006
Pression de vapeur (Pa à 25 °C) Expérimental 163,9 (1,23 mmHg) Élevée Lide et Milne, 1994
Constante de la loi d'Henry (Pa·m3/mol) Modélisé 41,8 (4,12 × 10-4atm·m3/mol) Modérée PhysProp, 2006
Solubilité dans l'eau (mg/L à 25 °C) Expérimental 525 Modérée Ohnishi et Tanabe, 1971
Log Koe(adimensionnel) Expérimental 2,30 Faible Howard, 1989
Log Koc(adimensionnel) Modélisé 2,71 Modéré PCKOCWIN, 2000
L'a-Chlorotoluène n'existe pas à l'état naturel. D'après les données présentées en réponse à un avis de l'article 71 de laLCPE(1999), aucune compagnie au Canada n'a déclaré avoir fabriqué une quantité d'a-Chlorotoluène supérieure ou égale au seuil de déclaration de 100 kg pour l'année civile 2006. Toutefois, il a été affirmé qu'une quantité allant de 100 000 à 1 000 000 kg de cette substance a été importée au Canada la même année (Environnement Canada, 2008a).
Selon les données fournies en vertu de l'article 71 de laLCPE(1999), l'a-Chlorotoluène n'est utilisé au Canada que comme intermédiaire servant à la synthèse du chlorure de benzalkonium, qui appartient aux groupes de composés d'ammonium quartenaire. À l'étape de l'utilisation finale, les composés d'ammonium quartenaire sont utilisés comme matières actives des pesticides ou comme surfactants dans de nombreux produits (par exemple, désinfectants de revêtement dur, inhibiteurs de corrosion, nettoyeurs industriels et d'établissement, produits d'entretien et de soins personnels) (SDC, 2008). Ils agissent également comme bactéricides dans les produits de soins pour les cheveux et comme surfactants dans les détergents pour lave-vaisselle, les peintures architecturales et les revêtements pour les yachts et l'acier industriel (Seper, 2001; Davis et Yokose, 2007; Environnement Canada, 2008). La quantité de chlorure de benzyle visée par les utilisations déclarées en vertu de l'article 71 pour l'année 2006 était comprise entre 100 000 et 1 000 000 kg.
D'autres documentations scientifiques et techniques disponibles donnent des informations sur l'utilisation possible de l'a-Chlorotoluène comme intermédiaire dans la synthèse organique de l'alcool benzylique et du phtalate de butylbenzyle. L'alcool benzylique sert à un vaste spectre d'applications, à savoir en pharmaceutique, dans les produits de santé naturels à la fois comme ingrédients médicamenteux (produits anorectaux, anesthésiques/analgésiques/antiprurigineux topiques et pastilles pour la gorge) et comme ingrédients non médicinaux (agents antimicrobiens, aromatisants et solvants), dans les formulations du cosmétique comme parfum et dans les produits aromatisants, solvants et dans les colorants de textile (Seper, 2001). Le phtalate de benzyle et de butyle est utilisé principalement comme plastifiant dans les revêtements de sol vinyliques et dans d'autres matières plastiques souples de polychlorure de vinyle (PCV) servant entre autres à l'emballage des aliments (Seper, 2001; Davis et Yokose, 2007; HSDB, 2008). Aux États­Unis, l'alcool benzylique n'est plus fabriqué à partir de l'a-Chlorotoluène mais est plutôt produit par l'hydrogénation du benzaldéhyde (Davis et Yokose, 2007).
L'a-Chlorotoluène peut aussi servir à la fabrication de révélateurs photographiques et d'inhibiteurs de gomme d'essence (Lewis, 2001).
Cette substance n'a pas été déclarée dans le système de déclaration de cosmétique et n'est donc pas ajoutée délibérément aux cosmétiques au Canada (SDC, 2008). Toutefois, elle ne se trouve pas actuellement sur la Liste critique des ingrédients de cosmétique de Santé Canada, ce qui interdirait son utilisation dans les produits cosmétiques comprenant des produits de soins personnels selon la législation canadienne (Santé Canada, 2007). Au Canada, l'a-Chlorotoluène est listé comme formulant de la liste 2 d'une classe commerciale de produits antiparasitaires, mais il n'est pas enregistré comme matière active au titre de la Loi sur les produits antiparasitaires (ARLA, 2007, 2008). Une teneur négligeable de chlorure de benzyle peut être présente comme impuretés de fabrication dans certains produits antiparasitaires contenant des composés d'ammonium quartenaire comme matières actives (courriel adressé par l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada à la Division des substances existantes, Santé Canada; pas de référence). L'a-Chlorotoluène n'est pas listé dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques, la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels ni la Base de données des produits de santé naturels homologués et, par conséquent, il n'est pas susceptible de se trouver parmi les produits pharmaceutiques ou les produits de santé naturels à titre d'ingrédient médicamenteux ou d'ingrédient non médicinal. Le chlorure de benzalkonium est cependant un antimicrobien connu et est listé dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels comme ingrédient non médicinal acceptable en concentrations spécifiques liées à la voie d'administration du produit dans lequel il est utilisé comme agent de conservation, afin de réduire le plus possible le risque éventuel pour la santé (courriels de 2009 envoyés par la Direction des produits thérapeutiques et de la Direction des produits de santé naturels, Santé Canada à la Division des substances existantes, Santé Canada; source non citée). Le Règlement sur les produits contrôlés établi au titre de la Loi sur les produits dangereux exige que cette substance soit divulguée sur la Fiche technique sur la sécurité des substances qui doit accompagner les produits chimiques en milieu de travail lorsqu'elle est présente avec une concentration de 1 % ou plus, précisée sur la Liste de divulgation des ingrédients (Canada, 1988).
Le chlorure de benzyle n'est pas fabriqué au Canada, et son rejet dans l'environnement peut provenir du traitement industriel d'intermédiaires, de la préparation de produits, de l'émission émanant de l'incinération des déchets et de la dégradation thermique du PVC. Le chlorure de benzyle est également présent dans les eaux d'égout à cause des installations d'incinération et de combustion (US EPA, 1993; Lee et al., 1996) 1996). L'émission fugitive ou l'aération lors de la manutention, de la transportation ou de l'entreposage de l'a-Chlorotoluène pourrait être source d'émission dans l'atmosphère. Les émissions d'a-Chlorotoluène peuvent aussi se produire pendant le brûlage de combustibles fossiles (EPA des É.-U., 1993). Toutefois, des études réalisées par la Direction générale des sciences et de la technologie d'Environnement Canada dans des centrales thermiques alimentées au charbon, des installations de production d'acier, des usines sidérurgiques, des sites d'enfouissement, et des sites d'enfouissement des déchets solides et dangereux ont permis d'établir que le chlorure de benzyle ne serait pas rejeté en quantités significatives (courriels de 2009 envoyés par la Division de la recherche et de la mesure des émissions d'Environnement Canada à la Division des substances existantes de Santé Canada; source non citée). On a également signalé l'émission d'a-Chlorotoluène résiduel par les carreaux de sol fabriqués à partir de phtalate de butylbenzyle et par la dégradation du PVC et du composé de mousse d'uréthane rigide (EPA des É.-U., 1986).
Les installations industrielles du Canada ont déclaré à l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) un rejet de 5 kg à 1 kg d'a-Chlorotoluène dans l'air pendant les années 2000 et 2006. Il n'y a pas eu de rejets déclarés dans l'eau ou sur la terre (INRP, 2006). Selon les informations obtenues récemment dans le cadre d'un avis de l'article 71 de la LCPE(1999) concernant l' a-Chorotoluène, les compagnies n'ont déclaré aucun rejet de cette substance en 2006 (Environnement Canada, 2008a).
D'après les propriétés physiques et chimiques de l'a-Chlorotoluène (tableau 2), les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III suggèrent que cette substance résidera principalement dans le milieu où il est rejeté (tableau 3).
Tableau 3. Résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003)
Rejet de la substance dans :
Fraction de la substance se répartissant dans chaque milieu (%)
l'air (100 %) 91,8 6,28 1,92 0,04
l'eau (100 %) 7,80 91,5 0,16 0,54
le sol (100 %) 4,02 3,83 92,1 0,02
Une pression de vapeur élevée de 163,9 Pa indique que l'a-Chlorotoluène est volatil; s'il est rejeté dans l'air, il existera uniquement sous forme de vapeur dans l'air ambiant (HSDB, 2008). Les réactions avec des radicaux hydroxyles constitueront le mécanisme d'élimination dominant.
S'il est rejeté dans l'eau, l'a-Chlorotoluène s'adsorberait à des solides et à des sédiments en suspension, conformément à un log Koc de valeur estimative modérée égale à 2,71. Le mécanisme d'élimination optimal sera l'hydrolyse, avec une demi-vie de 9,48 heures à un pH de 7 et une température de 25 °C. La volatilisation des surfaces de l'eau est un processus de devenir possible, selon la constante estimative de la loi d'Henry (Howard, 1989).
S'il est rejeté dans le sol, l'a-Chlorotoluène restera principalement dans ce milieu, comme illustré par le résultat de la modélisation de la fugacité de niveau III. Son adsorption sera modérée, conformément à un log Koc de valeur estimative modérée égale à 2,71. La mobilité dans le sol peut être atténuée, étant donné que l'a-Chlorotoluène s'hydrolyse dans l'eau. Toutefois, l'a-Chlorotoluène peut se volatiliser des surfaces de sol sèches, sa pression de vapeur étant élevée (HSDB, 2008).
Persistance dans l'environnement
Le tableau 4 présente des données de dégradation empiriques pour l'a-Chlorotoluène. La donnée de biodégradation (MITI, 1992) montre une dégradation de 71 % sur 28 jours dans un essai de biodégradation immédiate pour l'a-Chlorotoluène, indiquant que la demi-vie de dégradation dans l'eau peut durer « des jours ou de semaines » – beaucoup moins que 182 jours. Elle montre également que la substance n'est pas susceptible de persister dans ce milieu environnemental. En outre, il est prouvé que l'a-Chlorotoluène s'hydrolyse rapidement; sa demi-vie par hydrolyse à un pH de 7 et à une température de 25 °C est affirmée durer 9,8 heures (OCDE, 1998). Le produit d'hydrolyse, l'alcool benzylique est, à son tour, biodégradé relativement facilement (Howard, 1989). La donnée de photodégradation indique une demi-vie (réaction avec les radicaux hydroxyles) de 3,69 jours dans l'air, ce qui signifie que la substance est susceptible de persister dans ce milieu environnemental.
La distance de transport caractéristique de cette substance est estimée à 1 105 km (TaPL3, 2000). Cela indique que le chlorure de benzyle devrait être transporté dans l'atmosphère vers des lieux moyennement éloignés de ses sources d'émission.
Tableau 4. Données empiriques sur la persistance
Processus du devenir
Valeur de la dégradation
Paramètres/Unités
Abréviation : DBO, demande biologique en oxygène.
Air Photodégradation 3,69 Demi-vie, jours Atkinson, 1989
Eau Biodégradation 71 % DBO/28 jours MITI, 1992
Eau Hydrolyse 9,48 Demi-vie, heures OCDE, 1998
Ces informations empiriques sur la biodégradation sont étayées par les résultats des modèles de relations quantitatives structure activité (RQSA) disponibles sur la biodégradation dans l'eau (BIOWIN, 2000; TOPKAT, 2004; CATABOL, c2004–2008). Selon la conclusion générale qui se dégage de BIOWIN (2000), l'a-Chlorotoluène est une substance facilement biodégradable. D'autres modèles de biodégradation ultime (TOPKAT, 2004; CATABOL, c2004–2008) suggèrent également que l'a-Chlorotoluène subit une minéralisation relativement rapide.
Les données empiriques et modélisées indiquent que la demi-vie de biodégradation ultime de l'a-Chlorotoluène dans l'eau est très inférieure à 182 jours et suggèrent fermement qu'elle est inférieure à 90 jours. En utilisant un ratio d'extrapolation de 1:1:4 pour les demi-vies liées à la biodégradation dans l'eau, le sol et les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie dans le sol devrait également être inférieure à 182 jours et celle dans les sédiments, inférieure à 365 jours, conformément à une demi­vie dans l'eau inférieure à 90 jours. Cela montre que l'a-Chlorotoluène ne devrait pas être persistant dans le sol ni dans les sédiments.
Les données empiriques (voir le tableau 4) et eau, le sol et les sédiments (demi-vies dans le sol et l'eau = 182 jours et demi-vie dans les sédiments = 365 jours) énoncés dans leRèglement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000), mais non à ceux de la persistance dans l'air (demi-vie ³ 2 jours) en vertu de ce règlement.
Les valeurs expérimentales du log Koe de l'a-Chlorotoluène suggèrent que ce produit chimique a un potentiel relativement faible de bioaccumulation dans l'environnement (voir tableau 2).
Faute de données expérimentales sur les facteurs de bioaccumulation (FBA) ou sur les facteurs de bioconcentration (FBC) pour l'a-Chlorotoluène, une méthode prédictive basée sur les modèles FBA et FBC a été utilisée (voir tableau 5). Comme on ne disposait pas de données sur le métabolisme du chlorure de benzyle chez les poissons, on n'en a pas tenu compte dans les modèles de bioaccumulation.
Tableau 5. Données modélisées sur la bioaccumulation de l'a-Chlorotoluène
Organisme d'essai
Valeur (L/kg masse humide)
Poisson FBA 13,58 Arnot et Gobas, 2003
Poisson FBC 11,12 Arnot et Gobas, 2003
Poisson FBC 63 BBM, 2008
Poisson FBC 11,75 BCFWIN, 2000
Le modèle modifié du FBA de Gobas pour le niveau trophique intermédiaire chez les poisons a prévu un FBA de 13,58 L/kg, indiquant que l'a-Chlorotoluène n'a pas de potentiel de bioconcentration ni de bioamplification dans l'environnement. Les résultats des calculs de modélisation des FBC corroborent également le faible potentiel de bioconcentration de la substance.
D'après les valeurs empiriques et les valeurs obtenues par modélisation cinétique, l'a-Chlorotoluène ne répond pas aux critères de bioaccumulation (FBC, FBA = 5 000) énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000).
Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
Des données expérimentales sur la toxicité en milieu aquatique de l'a-Chlorotoluène existent. Les valeurs représentatives obtenues de l'ensemble de données de dépistage du Rapport d'évaluation initiale (REI) de l'Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) et des données d'autres sources sont présentées aux tableaux 6a et 6b. Certaines données expérimentales et modélisées indiquent que le chlorure de benzyle peut nuire aux organismes aquatiques à des concentrations faibles et modérées; les résultats modélisés peuvent surestimer la toxicité (surtout pour le poisson) puisqu'ils ne tiennent pas compte de l'hydrolyse rapide de la substance en alcool benzylique, qui est moins toxique (OCDE, 1998). Les données expérimentales et les données modélisées montrent que le chlorure de benzyle est modérément toxique pour les organismes aquatiques.
Tableau 6a. Données empiriques sur la toxicité en milieu aquatique
Valeur (mg/L)
Abréviations : CE50 concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet sublétal toxique chez 50 % des organismes d'essai; CL50 concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.
Daphnia magna(cladocère) Toxicité aiguë (24 h) CL50 8,40 Brinkmann et Kuhn, 1982
Daphnia magna(cladocère) Toxicité aiguë (24h) CE50 1,30 Brinkmann et Kuhn, 1982
Pimephales promelas (vairon à grosse tête) Toxicité aiguë (24 h) CL50 12,50 Curtis et al., 1978
Pimephales promelas (vairon à grosse tête) Toxicité aiguë (48 h) CL50 7,30 Curtis et al., 1978
Pimephales promelas (vairon à grosse tête) Toxicité aiguë (96 h) CL50 5 Curtis et al., 1978
Poecilia reticulata(guppy) Toxicité aiguë (14 jours) CL50 0,39 Konemann, 1981
Tableau 6b. Données modélisées sur la toxicité en milieu aquatique
Abréviations: TCh, concentration d'une substance qui a pour effet d'entraîner la diminution chronique de la biomasse CE50 concentration d'une substance qu'on estime susceptible de causer un effet sublétal toxique chez 50 % des organismes d'essai;CL50 concentration d'une substance qu'on estime létale pour 50 % des organismes d'essai.
Poisson Toxicité aiguë (96 h) CL50 0,26 EPIsuite, 2007
Poisson Toxicité aiguë (14 jours) CL50 0,17 EPIsuite, 2007
Algues vertes Chronique Chv 63,74 EPIsuite, 2007
Daphnie Toxicité aiguë (48 h) CL50 16,84 EPIsuite, 2007
Pimephales promelas (vairon à grosse tête) Toxicité aiguë (96 h) CL50 2,70 AIEPS, 2003–2007
Daphnia magna(cladocère) Toxicité aiguë (48 h) CE50 6 TOPKAT, 2004
Poisson Toxicité aiguë (14 jours) CL50 34,86 ECOTOX, 2006
On a trouvé une étude sur les effets de l'a-Chlorotoluène sur les organismes endogés. La CL50 dans l'essai de 96 h pour les Panagrellus redivivus (nématodes) est environ de 126 mg/L (Samoiloff et al., 1980). Aucune étude n'a été trouvée quant aux effets de l'a-Chlorotoluène sur les oiseaux, les plantes ou l'endofaune.
Une valeur prudente de concentration estimée sans effet (CESE) de l'a-Chlorotoluène dans l'eau a été dérivée en utilisant la plus petite valeur déterminée de la toxicité empirique aiguë. La valeur de la toxicité critique pour la présente évaluation est de 0,39 mg/L, CL50 dans l'essai toxicité aiguë de 14 jours pour le guppy (tableau 6a). Un facteur d'application de 100 a été appliqué pour tenir compte de l'incertitude causée par l'extrapolation d'une mesure d'effet toxique aigu à une mesure d'effet chronique, de conditions de laboratoire à des conditions naturelles et par les variations de la sensibilité parmi une espèce et entre les espèces, résultant en une CESE de 0,0039 mg/L.
Les données de surveillance disponibles sont résumées ci-après dans la section sur l'évaluation de l'exposition, Potentiel d'effets nocifs pour la santé humaine. Toutefois, aucune donnée canadienne de surveillance des concentrations de chlorure de benzyle dans l'eau ou le sol n'a été relevée.
L'a-Chlorotoluène est essentiellement utilisé au Canada comme intermédiaire, et certaines installations l'utilisent en grand volume. Il a le potentiel d'être rejeté dans l'eau et la modélisation de la fugacité montre que, une fois dans ce milieu, il tend à y rester. Même s'il n'est pas persistant dans l'eau, des rejets continus et répétés sont possibles. Les données expérimentales et celles modélisées indiquent que la toxicité de l'a-Chlorotoluène pour les organismes aquatiques varie de modérée à aiguë. Par conséquent, la concentration environnementale estimée (CEE) a été modélisée et le quotient de risque (CEE/CESE) calculé. Un certain nombre de sites industriels ont été repérés comme source de rejets potentiels dans le milieu aquatique. Un site a été choisi pour l'évaluation du pire des scénarios provoqué par l'utilisation d'une grande quantité d'a-Chlorotoluène. Dans ce site particulier, la plus grande quantité de rejets possible a été estimée à 5 % de la quantité utilisée; ceci représente une estimation prudente de la quantité de rejets pouvant être engendrés par le nettoyage de conteneurs de produits chimiques et d'équipements de fabrication. On a ensuite présumé que la quantité de rejets se déverserait directement dans la station d'épuration biologique locale des eaux usées, qui fournit un taux d'élimination de 66,5 %, selon la prédiction des modèles informatiques (SimpleTreat, 1997). Le chlorure de benzyle dans l'effluent de la station d'épuration est encore prévu se rejeter dans une eau réceptrice dont la capacité de dilution s'élève à 10 fois celle de la circulation d'effluent. En tenant compte de la plus grande quantité possible de rejets évaluée et des hypothèses formulées plus haut, la concentration la plus élevée de chlorure de benzyle dans l'eau réceptrice devrait être inférieure à la valeur pour la concentration estimée sans effet de 0,0039 mg/L. Ainsi, dans le pire des scénarios de rejet industriel, le quotient de risque pour le milieu aquatique est évalué inférieur à 1 (Environnement Canada,2008b, c).
Le chlorure de benzyle est probablement rejeté dans l'air. En se fondant sur les concentrations avec effet non cancérogène découlant des études sur l'exposition par inhalation des mammifères examinés résumées dans l'information sur les effets pour la santé (ci-dessous), le risque pour les espèces non humaines associé au chlorure de benzyle dans l'air est jugé faible.
Le chlorure de benzyle ne devrait pas être persistant dans l'eau, le sol ou les sédiments, mais il est persistant dans l'air. Il ne devrait pas s'accumuler dans les organismes vivants et devrait avoir une toxicité modérée pour les organismes aquatiques. Compte tenu de la méthode d'utilisation courante et des informations sur les rejets, le chlorure de benzyle serait rejeté en quantités relativement petites, y compris dans l'eau. Les données de toxicité et le quotient de risque calculé indiquent que cette substance n'est pas susceptible de provoquer des effets nocifs sur les organismes aquatiques. En conclusion, l'a-Chlorotoluène ne nuirait probablement pas à l'écologie au Canada.
Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'écologie
Les incertitudes entourant la caractérisation des dangers posés par l'a-Chlorotoluène concernent en grande partie l'exposition. Bien que les données sur les méthodes d'utilisation courantes soient fiables, la quantité rejetée dans l'eau est cause d'incertitudes. En outre, il manque de données de surveillance pour les concentrations de l'a-Chlorotoluène dans l'eau. Les rejets de chlorure de benzyle dans l'eau, provenant des installations industrielles, et la concentration de cette substance dans l'effluent industriel étaient modélisés, à partir des données tirées de valeurs par défaut prudentes de modèles.
Potentiel d'effets nocifs pour la santé humaine
Les concentrations de chlorure de benzyle ont été mesurées dans l'air ambiant et l'air intérieur au Canada et aux États-Unis. Les échantillons d'air ambiant prélevés dans diverses villes canadiennes dans le cadre de l'enquête de 2001-2003 du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) contenaient des concentrations de chlorure de benzyle allant de 0,002 à 1,17 µg/m3, la moyenne se situant à 0,022 µg/m3 (courriel envoyé en 2009 par la Section de l'analyse et de la qualité de l'air d'Environnement Canada à la Division des substances existantes de Santé Canada; non cité en référence). Plus récemment, à l'été 2006, la concentration la plus élevée dans l'air ambiant au Canada, signalée à Windsor, en Ontario, était de 0,029 µg/m3 (moyenne de 0,001 µg/m3), ce qui est semblable à la moyenne déterminée dans l'étude du RNSPA. Dans l'Étude d'évaluation de l'exposition à Windsor, en Ontario, on a prélevé des échantillons à l'hiver et à l'été en 2005 et en 2006 (Santé Canada 2008). Les échantillons de l'air prélevés de septembre 2004 à mars 2006 dans cinq stations à Fort Saskatchewan, en Alberta, une région industrielle très dense, contenaient des concentrations maximales allant de 0,010 à 0,018 µg/m3 (Environnement Canada 2006). Dans des études moins récentes menées dans les années 1980 dans le cadre du programme de mesure des polluants atmosphériques dangereux aux États-Unis, les concentrations dans l'air ambiant des villes américaines pouvaient atteindre 8,28 µg/m3 (Shah et Singh 1988; Spicer et al. 1996).
Pour ce qui concerne l'air intérieur, une concentration maximale de 0,073 µg/m3 (moyenne de 0,003 µg/m3) a été mesurée dans des demeures de Windsor, en Ontario, à l'été 2006 (Santé Canada 2008). Il n'y avait aucune corrélation entre les caractéristiques structurales des demeures (année de construction et système de chauffage) et les concentrations de chlorure de benzyle mesurées dans des échantillons d'air intérieur prélevés l'hiver et l'été dans cinq maisons de la Caroline du Nord dans les années 1980. Cependant, on a détecté la présence de chlorure de benzyle dans des échantillons d'air intérieur prélevés l'hiver seulement, à une concentration moyenne beaucoup plus élevée, soit 32 µg/m3 (Pleil et al., 1986) que celles mesurées plus récemment dans des domiciles canadiens.
Aucune donnée de surveillance sur le chlorure de benzyle dans l'eau potable ou le sol n'a été recensée. Les concentrations dans ces milieux sont vraisemblablement négligeables, la substance s'hydrolysant rapidement. On n'a pas détecté la présence de chlorure de benzyle dans des échantillons d'eau et des échantillons de sédiments prélevés dans des cours d'eau au Japon ni dans des échantillons d'eau prélevés dans les eaux marines environnantes (ministère de l'Environnement du Japon 2004).
Il n'y avait aucune donnée de surveillance sur le chlorure de benzyle dans les aliments et les boissons; les concentrations de chlorure de benzyle dans les aliments et les boissons devraient toutefois être négligeables étant donné l'utilisation faite de la substance et ses propriétés physiques et chimiques. On a relevé des cas fortuits d'exposition par contact avec des fruits placés dans des contenants recouverts d'un enduit renfermant des résidus de chlorure de benzyle; ces expositions étaient toutefois considérées comme négligeables (courriel envoyé en 2009 par la Direction des aliments de Santé Canada à la Division des substances existantes de Santé Canada; non cité en référence). Le chlorure de benzalkonium utilisé dans les produits de santé naturelle en tant qu'agent de conservation antimicrobien est normalement utilisé à faible concentration, selon les limites de toxicité établies dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels (courriel envoyé en 2009 par la Direction des produits de santé naturels de Santé Canada à la Division des substances existantes de Santé Canada; non cité en référence). L'exposition au chlorure de benzyle en tant qu'impureté formée au moment de la fabrication d'un produit de lutte antiparasitaire commercial est vraisemblablement négligeable étant donné l'utilisation faite de ces produits et du mode d'application (courriel envoyé en 2009 par l'Agence de la réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada à la Division des substances existantes de Santé Canada; non cité en référence).
Les concentrations maximales les plus récentes (celles de 2006) dans l'air ambiant et l'air intérieur à Windsor, en Ontario, ont été utilisées pour calculer les limites supérieures des estimations de l'absorption quotidienne (annexe 1). La concentration la plus élevée signalée dans l'étude du RNSPA (1,17 µg/m3) n'a pas été utilisée, car il a été déterminé qu'il s'agissait d'une valeur aberrante. Les valeurs estimées pour l'ensemble des milieux allaient de 0,01 µg/kg de poids corporel (kg-p.c.) par jour, dans le cas des adultes de 60 ans et plus, à 0,04 µg/kg-p.c. par jour, dans le cas des enfants de 6 mois à 4 ans, l'exposition à l'air intérieur constituant un facteur beaucoup plus important que l'exposition à l'air extérieur.
L'utilisation du chlorure de benzyle comme matière active n'est pas précisée dans la base de données des produits ménagers des États-Unis (HPD 2009). Cependant, à la lumière des données existantes, le chlorure de benzyle peut être présent dans certains produits ménagers en tant qu'impureté, comme dans certains détergents pour lave-vaisselle et produits d'hygiène personnelle, par exemple des revitalisants et des gels pour la douche (IPCS 1999; Seper 2001; Environnement Canada 2008). Les scénarios du logiciel ConsExpo (ConsExpo, 2006; RIVM, 2006) ont été utilisés pour estimer l'exposition par inhalation et par voie cutanée durant l'utilisation de ces produits, et les résultats sont présentés à l'annexe 2. Comme les produits de consommation pour lesquels nous disposons de données sont principalement utilisés par des adultes, les estimations de l'exposition ont été faites pour les adultes seulement. L'exposition par inhalation et par voie cutanée résultant de l'utilisation de détergent pour lave-vaisselle est considérée comme étant négligeable; les calculs ne peuvent toutefois être dévoilés en raison de la nature confidentielle des données associées à ces produits commerciaux. Le calcul de l'exposition par voie cutanée découlant de l'utilisation d'un revitalisant et de gels pour la douche repose sur l'hypothèse que 1 % de chlorure de benzalkonium est utilisé dans ces produits d'hygiène personnelle, la concentration résiduelle maximale de chlorure de benzyle se situant alors à 100 mg/kg (0,01 %) (Environnement Canada 2008).
Dans l'air, la concentration maximale prévue résultant de l'utilisation d'un produit de consommation (revitalisant) est de 1,3 µg/m3; pour ce qui concerne la voie cutanée, l'exposition estimative découlant de l'utilisation de produits de consommation pourrait atteindre 0,2 µg/kg-p.c. de façon ponctuelle (dose aiguë; revitalisant) et 0,1 µg/kg-p.c. par jour de façon cumulative (exposition chronique; gel pour la douche). Le chlorure de benzyle est également utilisé dans des produits de nettoyage industriels, de la peinture pour bâtiments et des revêtements/enduits appliqués sur l'acier industriel et les yachts marins; cependant, ces produits ne sont utilisés que dans un cadre professionnel, et l'exposition n'est pas considérée comme suffisamment répandue pour qu'il convienne d'extrapoler les résultats à l'ensemble de la population (Environnement Canada 2008a; courriel envoyé en 2009 par la Division des produits d'Environnement Canada à la Division des substances existantes de Santé Canada; non cité en référence).
Des émissions de résidus de chlorure de benzyle provenant de revêtements de plancher en vinyle contenant du phtalate de benzyle et de butyle, un agent plastifiant, ont été signalées. On n'a toutefois pas relevé de cas au Canada où l'on se serait servi de chlorure de benzyle pour synthétiser cet agent plastifiant, comme cela se fait aux États-Unis. Par conséquent, l'exposition au chlorure de benzyle attribuable aux revêtements de plancher en vinyle devrait être négligeable au Canada.
Comme on dispose de récentes données de surveillance canadiennes pour les milieux d'exposition les plus pertinents (air intérieur et air ambiant), le degré de confiance associé à la limite supérieure estimative de l'absorption de chlorure de benzyle découlant d'une exposition environnementale est considéré comme élevé. Bien qu'il n'y ait aucune donnée sur l'eau potable, le sol ou les aliments, ces milieux ne devraient pas constituer des sources d'exposition importantes. Il subsiste un certain degré d'incertitude en raison de la quantité limitée d'information dont on dispose sur la présence ou la concentration de cette substance dans les produits offerts au Canada, mais les estimations de l'exposition découlant de l'utilisation de produits d'hygiène personnelle contenant du chlorure de benzyle reposent sur des hypothèses prudentes et pourraient surestimer l'exposition réelle.
L'annexe 3 présente un résumé de l'information sur les effets du chlorure de benzyle pour la santé.
La Commission européenne (1999) classe le chlorure de benzyle comme un cancérogène de catégorie 2 (à considérer comme étant cancérogène pour l'humain) (Commission européenne 1999), tandis que l'Agence de protection de l'environnement des États-Unis (US EPA) le classe comme un cancérogène du groupe B2 (cancérogène probable pour l'humain) (US EPA 2008), et le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC 1999), comme un cancérogène du groupe 2A (« [Traduction] les expositions mixtes aux toluènes a-chlorés et au chlorure de benzoyle sont probablement cancérogènes pour l'humain ») (CIRC1999). Ces classifications sont principalement fondées sur l'observation d'une augmentation de la fréquence des tumeurs dans des essais de longue durée menés chez les rongeurs.
De multiples sièges de tumeurs ont été observés chez des rats et des souris exposés au chlorure de benzyle. Dans une étude de 2 ans, on a administré du chlorure de benzyle par voie orale à des rats, à raison de 6,4 ou de 12,9 mg/kg-p.c. par jour, et à des souris, à raison de 21,4 ou de 42,9 mg/kg-p.c. par jour. On a observé une augmentation statistiquement significative de la fréquence des cas d'adénome/carcinome thyroïdien à cellules C chez les rats femelles exposés à la dose élevée, et on a noté une augmentation non statistiquement significative de la fréquence des cas de carcinome/papillome au niveau du préestomac chez les rats mâles. En ce qui concerne les souris, on a relevé, à la dose élevée, une augmentation statistiquement significative de la fréquence des cas d'hémangiome/angiosarcome, de carcinome au niveau du préestomac et de carcinome/papillome au niveau du préestomac chez les mâles, ainsi qu'une augmentation statistiquement significative de la fréquence des cas de carcinome/papillome au niveau du préestomac et d'adénome/carcinome bronchiolo-alvéolaire chez les femelles. Une augmentation statistiquement significative de la fréquence des cas de carcinome/adénome hépatocellulaire a été observée chez les souris mâles exposées à la dose la plus faible, sans toutefois qu'il y ait eu de relation dose-réponse (Lijinsky, 1986). On a également observé une hyperplasie épithéliale dans l'estomac des souris exposées aux doses associées à une augmentation statistiquement significative de la fréquence des tumeurs du préestomac (Lijinsky 1986). Plusieurs études de la cancérogénicité cutanée chez la souris ont été recensées (Fukuda et al. 1981; Ashby et al. 1982); Coombs 1982a, b, mais seule une de ces études (Fukuda et al. 1981) indiquait que la substance était cancérogène (légère augmentation de la fréquence des cas d'épithélioma malpighien spino-cellulaire de la peau) (Fukudaet al. 1981). Aucune étude de longue durée sur l'exposition par inhalation n'a été recensée.
Deux études épidémiologiques pertinentes ont été recensées. Dans une étude sur la fréquence des cas de cancer et la mortalité dans une cohorte de 953 travailleurs britanniques de sexe masculin, dont 163 ont été exposés à des toluènes chlorés, y compris le chlorure de benzyle, on a signalé des augmentations statistiquement significatives de la fréquence des cas de cancer de l'appareil digestif (cinq cas, rapport standardisé de mortalité [RSM] = 4,0) et de cancer de l'appareil respiratoire (cinq cas, RSM = 2,8). On n'a cependant pas cherché à déterminer les RSM associés à l'exposition à chacun des composés (Sorahan et al. 1983). Dans une autre étude de cohorte, sept cas de cancer de l'appareil respiratoire ont été signalés parmi 697 travailleurs de sexe masculin aux États-Unis, lesquels avaient été exposés au chlorure de benzyle et à l'un ou l'autre de deux autres toluènes chlorés. La mortalité liée aux cancers de l'appareil respiratoire était élevée de façon statistiquement significative dans chacun des trois groupes d'exposition (RSM = 2,6) (Wong et Morgan 1984). Selon le groupe de travail du CIRC, les indications de cancérogénicité pour l'humain sont limitées en ce qui concerne le chlorure de benzyle.
En se fondant sur les données de mutagénicité existantes, le groupe de travail du CIRC a conclu que le chlorure de benzyle est mutagène pour les bactéries et génotoxique pour les champignons,Drosophila melanogaster et les cultures de cellules de mammifères, mais qu'il n'accroît pas la fréquence de la formation de micronoyaux chez la souris (CIRC 1999). L'OCDE (1998) a indiqué que le chlorure de benzyle pouvait être faiblement génotoxique, tandis que la Commission européenne (1999) n'a pas classé la substance sur le plan de la mutagénicité. Un aperçu détaillé des études de génotoxicité figure à l'annexe 3; les données de ces études sont présentées sommairement ci-après.
Bien que les indications quant au potentiel génotoxique in vitro du chlorure de benzyle soient claires, les indications pour ce qui concerne son potentiel génotoxique in vivo sont limitées. En effet, on a obtenu des résultats positifs dans les tests de mutation bactérienne menés sur la substance. De même, dans les cultures de cellules de rongeurs, le chlorure de benzyle était associé à des signes manifestes d'aberration chromosomique, de mutation et de lésions génétiques (de l'ADN). La substance a par ailleurs provoqué l'échange de chromatides sœurs dans des cellules ovariennes de hamster chinois (CHO). Des résultats équivoques ont cependant été observés pour ce qui concerne l'échange de chromatides sœurs et les effets génétiques dans les cultures de cellules humaines. On a obtenu des résultats négatifs dans un test d'aberration chromosomique sur lymphocytes périphériques humains, et on a décelé, dans une étude in vivo, la présence d'ADN arylé (ou adduits d'ADN, principalement la N7-benzylguanine) dans divers tissus chez des souris après l'injection intraveineuse de chlorure de benzyle. Bien que la substance n'ait pas provoqué la formation de micronoyaux dans la moelle osseuse des souris mâles ayant reçu une injection unique par voie intrapéritonéale, elle a provoqué des mutations somatiques et des mutations létales récessives liées au sexe chez Drosophila melanogaster.
Le mode d'induction des tumeurs observées n'a pas été élucidé par d'autres organismes de réglementation ou d'évaluation, mais il convient tout de même de souligner qu'il a été démontré que le chlorure de benzyle se lie à l'ADN chez les rongeurs exposés à la substance par injection intrapéritonéale.
Chez les animaux de laboratoire, l'exposition au chlorure de benzyle a également entraîné des effets non cancéreux dans une série de tissus cibles, notamment le foie, le préestomac et les poumons. Des effets hépatiques ont été observés dans des études subchroniques menées chez des souris et des cobayes exposés à la substance par gavage et par inhalation, respectivement. On a observé une hyperplasie hépatique chez les souris des deux sexes à 2,7 mg/kg-p.c. par jour, soit la dose la plus faible, ainsi qu'aux doses supérieures. On n'a cependant pas pu déterminer si cet effet était significatif sur le plan toxicologique (Lijinsky 1986). Chez les cobayes exposés par inhalation pendant 27 semaines, il y avait une augmentation du poids relatif du foie chez les mâles à partir de 62 mg/m3 (Monsanto 1984). Le préestomac était également la cible d'effets non cancéreux chez des rongeurs ayant reçu du chlorure de benzyle par gavage. On a observé une hyperkératose dans le préestomac des femelles à la dose de 12,9 mg/kg-p.c. par jour dans une étude de 26 semaines menée chez le rat (Lijinsky 1986), et on a observé une hyperplasie épithéliale dans le préestomac des souris à toutes les doses (c.-à-d. 21,4 et 42,9 mg/kg-p.c. par jour) dans une étude chronique (Lijinsky 1986).
L'exposition au chlorure de benzyle par inhalation a provoqué des effets sur l'appareil respiratoire dans des études de courte durée. Dans une étude de 4 semaines sur l'exposition par inhalation menée chez des cobayes mâles, on a observé une distension alvéolaire dans les poumons à 180 et à 530 mg/m3 (Monsanto 1983). Dans une étude sur l'exposition par inhalation menée chez des souris mâles (de 4 à 14 jours), des lésions de l'épithélium respiratoire et de l'épithélium olfactif ont été observées à 224 mg/m3, mais non à 107 mg/m3(Zissu 1995).
Aucune étude adéquate sur la reproduction n'a été recensée. Dans la seule étude de toxicité développementale que l'on a trouvée, l'ajout de chlorure de benzyle à l'alimentation de rats femelles a provoqué une diminution statistiquement significative de la longueur des fœtus à la dose de 100 mg/kg-p.c. par jour, mais non à celle de 50 mg/kg-p.c. par jour. Il n'y avait aucun signe de toxicité maternelle chez les animaux exposés (Skowronski et Abdel-Rahman 1986).
Des effets neurologiques, à savoir un prolongement de la phase d'immobilité de façon concentration-dépendante, ont été observés chez les souris exposées pendant 4 heures à des concentrations de chlorure de benzyle supérieures ou égales à 62 mg/m3. Selon les auteurs, il s'agit d'un effet neurotoxique attribuable à la substance (de Ceaurrizet al. 1983).
On accorde une confiance faible à modérée à la base de données sur la toxicité du chlorure de benzyle, car on disposait de données permettant d'identifier les paramètres critiques en vue de la caractérisation du risque bien qu'aucune étude sur la toxicité pour la reproduction n'ait été recensée et que les données sur la génotoxicité in vivo aient été limitées. Par ailleurs, il n'y avait aucune étude portant sur la toxicité à doses répétées ou la toxicité pour le développement découlant d'une exposition par voie cutanée, ni aucune étude sur la cancérogénicité ou la toxicité pour le développement découlant d'une exposition par inhalation. De surcroît, on ne disposait que d'études épidémiologiques limitées, et on n'a recensé aucune étude clinique sur la toxicité pour l'humain.
Caractérisation des risques pour la santé humaine
À la lumière, en grande partie, des évaluations fondées sur la méthode du poids de la preuve réalisées par des organismes internationaux et étrangers (CIRC, Commission européenne, US EPA), la cancérogénicité constitue un effet critique pour la caractérisation des risques que présente le chlorure de benzyle pour la santé humaine. On a relevé une fréquence accrue de tumeurs au niveau de la glande thyroïde, du préestomac, des poumons, du foie et de l'appareil circulatoire dans une étude de 2 ans menée chez des souris et des rats exposés à la substance par voie orale. Dans une étude menée sur des souris, l'application de chlorure de benzyle sur la peau des animaux a également provoqué la formation de tumeurs cutanées. De plus, les études épidémiologiques ont révélé des indications limitées de cancers touchant les appareils respiratoire et digestif chez des personnes exposées à la substance dans le cadre de leur emploi. Étant donné les indications claires de génotoxicité in vitro, les résultats équivoques obtenus dans les essais in vivo et la gamme de tumeurs observées chez des animaux de laboratoire de deux espèces – tumeurs dont le mode d'induction n'a pas été élucidé –, on ne peut exclure la possibilité que le chlorure de benzyle provoque la formation de tumeurs en interagissant directement avec du matériel génétique.
En ce qui concerne les effets non cancéreux, la CMEO (concentration minimale avec effet observé) la plus faible associée à l'exposition par inhalation (principale voie d'exposition dans le cas de la population générale) était de 62 mg/m3, d'après l'observation d'une augmentation du poids relatif du foie chez le cobaye dans une étude de 27 semaines, et la DMEO (dose minimale avec effet observé) la plus faible associée à l'exposition par voie orale au chlorure de benzyle était de 2,7 mg/kg-p.c. par jour, d'après l'observation d'une hyperplasie hépatique chez des souris exposées à la substance par gavage pendant 26 semaines. En comparant ces valeurs avec la concentration la plus élevée de chlorure de benzyle mesurée dans l'air intérieur au Canada (0,073 µg/m3) et avec les limites supérieures des estimations de l'absorption quotidienne découlant d'une exposition environnementale (0,04 µg/kg-p.c. par jour), on obtient des marges d'exposition d'environ 850 000 et 67 500, respectivement. Cependant, les expositions pourraient être plus importantes lors de l'utilisation de produits de consommation renfermant des résidus de chlorure de benzyle : les expositions ponctuelles par voie aérienne et les expositions chroniques par voie cutanée sont estimées, de façon prudente, à un maximum de 1,3 µg/m3 (revitalisant) et de 0,1 µg/kg-p.c. par jour (gel pour la douche), respectivement. En comparant ces valeurs avec la CSEO la plus faible par inhalation et la DSEO la plus faible par voie orale (une approche très prudente vu l'absence d'une dose qui soit associée à des effets cutanés), on obtient des marges d'exposition d'environ 48 000 et 27 000, respectivement. Compte tenu de la nature prudente de ces estimations, ces marges d'exposition sont vraisemblablement adéquates pour protéger la population canadienne contre la survenue d'effets non cancéreux.
Incertitudes quant à la caractérisation des risques pour la santé humaine
La présente évaluation préalable ne renferme pas d'analyse complète du mode d'induction des effets associés à l'exposition au chlorure de benzyle, notamment le cancer, et elle ne tient pas compte des différences possibles entre les humains et les animaux de laboratoire pour ce qui concerne les effets de la substance. Les données chez l'humain sont limitées en raison de la faible taille d'échantillon, de la non-prise en compte des facteurs de confusion potentiels, tel le tabagisme, et du fait que les sujets subissent une exposition mixte, à plusieurs toluènes chlorés. De plus, on ne dispose pas de données sur l'exposition de longue durée par inhalation, soit la voie d'exposition la plus pertinente dans le cas de la population générale, et les études exhaustives à doses répétées sont inexistantes. Il n'y avait par ailleurs aucune étude adéquate sur la toxicité pour la reproduction, et les données sur la génotoxicité in vivo étaient limitées.
Il subsiste un certain degré d'incertitude en raison de la quantité limitée d'information dont on dispose sur la présence ou la concentration de cette substance dans les produits offerts au Canada, car la substance n'est pas utilisée directement dans les produits. Les estimations de l'exposition découlant de l'utilisation de produits d'hygiène personnelle contenant des résidus de chlorure de benzyle ont été fondées sur des hypothèses prudentes et pourraient constituer une surestimation des expositions réelles. Par conséquent, il faudrait davantage de données sur les concentrations présentes dans les produits de consommation offerts au Canada pour mieux caractériser les risques d'effets néfastes pour la santé associés à l'utilisation de produits contenant du chlorure de benzyle.
D'après les renseignements présentés dans cette évaluation préalable, le chlorure de benzyle ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, en une concentration ou dans des conditions de nature à avoir ou à pouvoir avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou la diversité biologique, ou de nature à constituer ou à pouvoir constituer un danger pour l'environnement essentiel à la vie.
Étant donné la cancérogénicité du chlorure de benzyle, qui entraîne une probabilité d'effet nocif à toute concentration d'exposition, on considère que le chlorure de benzyle est une substance qui pourrait pénétrer dans l'environnement en une quantité, en une concentration ou dans des conditions de nature à constituer ou à pouvoir constituer un danger pour la vie ou la santé humaines au Canada.
On estime donc que le chlorure de benzyle satisfait à un ou plusieurs des critères établis dans l'article 64 de laLCPE1999. De plus, le chlorure de benzyle répond au critère de la persistance dans l'air, mais non aux critères de la bioaccumulation tels qu'ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation.
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Voie d'exposition
Estimation de la dose de chlorure de benzyle absorbée (µg/kg-p.c. par jour)
au sein de divers groupes d'âge
0–6 mois1,2,3
0.5–4 ans4
5–11 ans5
12–19 ans6
20–59 ans7
60 ans et plus8
Nourris au sein
Nourris au lait maternisé
Non nourris au lait maternisé
1 Aucune donnée mesurée n'a été recensée sur les concentrations de chlorure de benzyle dans le lait maternel.
2 En supposant un poids corporel de 7,5 kg, un volume d'air respiré de 2,1 m3 par jour, l'ingestion de 0,8 L d'eau par jour (bébés nourris au lait maternisé) ou de 0,3 L par jour (bébés non nourris au lait maternisé) ou de 0,74 L de lait par jour (bébés nourris au sein), et l'ingestion de 30 mg de sol par jour (Santé Canada 1998). On tient pour acquis que les bébés nourris au sein ou au lait maternisé ne consomment aucun autre aliment.
3 Chez les bébés nourris exclusivement au lait maternisé, l'apport associé à l'eau est synonyme de l'apport associé aux aliments. La concentration de chlorure de benzyle dans l'eau utilisée pour préparer le lait maternisé est fondée sur les données disponibles relativement à l'eau. Aucune donnée sur les concentrations de chlorure de benzyle dans le lait maternisé n'a été recensée au Canada. À l'âge de 4 mois, environ 50 % des enfants commencent à manger des aliments solides, et à 6 mois, cette proportion atteint 90 % (MSN 1990).
4 En supposant un poids corporel de 15,5 kg, un volume d'air respiré de 9,3 m3 par jour, l'ingestion de 0,7 L d'eau par jour et l'ingestion de 100 mg de sol par jour (Santé Canada 1998).
5 En supposant un poids corporel de 31,0 kg, un volume d'air respiré de 14,5 m3 par jour, l'ingestion de 1,1 L d'eau par jour et l'ingestion de 65 mg de sol par jour (Santé Canada 1998).
6 En supposant un poids corporel de 59,4 kg, un volume d'air respiré de 15,8 m3 par jour, l'ingestion de 1,2 L d'eau par jour et l'ingestion de 30 mg de sol par jour (Santé Canada 1998).
7 En supposant un poids corporel de 70,9 kg, un volume d'air respiré de 16,2 m3 par jour, l'ingestion de 1,5 L d'eau par jour et l'ingestion de 30 mg de sol par jour (Santé Canada 1998).
8 En supposant un poids corporel de 72,0 kg, un volume d'air respiré de 14,3 m3 par jour, l'ingestion de 1,6 L d'eau par jour et l'ingestion de 30 mg de sol par jour (Santé Canada 1998).
9 La concentration la plus élevée de chlorure de benzyle (0,029 µg/m3) mesurée dans les échantillons d'air ambiant prélevés à l'extérieur de résidences choisies aléatoirement, où personne ne fume, à Windsor, en Ontario (Santé Canada 2008), a été utilisée pour calculer la limite supérieure des estimations de l'exposition. On estime que les Canadiens passent 3 heures par jour à l'extérieur (Santé Canada 1998).
10 La concentration la plus élevée de chlorure de benzyle (0,073 µg/m3) mesurée dans les échantillons d'air intérieur prélevés dans des résidences choisies aléatoirement, où personne ne fume, à Windsor, en Ontario (Santé Canada 2008), a été utilisée pour calculer la limite supérieure des estimations de l'exposition. On estime que les Canadiens passent 21 heures par jour à l'intérieur (Santé Canada 1998).
11 Aucune concentration de chlorure de benzyle n'a été décelée dans l'eau de robinet au Canada ou ailleurs.
12 Aucune concentration de chlorure de benzyle n'a été décelée dans les aliments au Canada ou ailleurs.
13 Aucune concentration de chlorure de benzyle n'a été décelée dans les sols au Canada ou ailleurs.
Air ambiant9 0,001 0,002 0,002 0,001 0,001 0,001
Air intérieur10 0,018 0,038 0,030 0,017 0,015 0,013
Eau potable11 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.
Aliments et boissons12 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.
Sol13 n.d. n.d. n.d. n.d. n.d. n.d.
Dose absorbée au total 0,02 0,02 0,02 0,04 0,03 0,02 0,02 0,01
Estimations de l'exposition
Pourcentage massique du chlorure de benzyle : 0,0001 %
Inhalation : exposition à des vapeurs, libération instantanée
Quantité appliquée : 14 g, durée de l'exposition : 4 min, volume de la pièce : 10 m3, débit de renouvellement de l'air : 2,0 L/h (RIVM 2006)
Absorption cutanée : exposition, application instantanée
Surface exposée : 1 440 cm2, quantité appliquée : 14 g, fréquence : 104 fois/année (RIVM 2006)
Concentration par événement :
1,3 µg/m3
Dose aiguë appliquée :
0,2 µg/kg-p.c.
Dose chronique appliquée :
0,06 µg/kg-p.c. par jour
Inhalation: exposition à des vapeurs, libération instantanée
Quantité appliquée : 8,7 g, durée de l'exposition : 4 min, volume de la pièce : 10 m3, débit de renouvellement de l'air : 2,0 L/h (RIVM 2006)
Surface exposée : 1 750 cm2, quantité appliquée : 8,7 g, fréquence : 329 fois/année (RIVM 2006)
0,1 µg/kg-p.c.
0,1 µg/kg-p.c. par jour
Doses ou concentrations minimales entraînant un effet1/Résultats
1 CL50 = concentration létale médiane; DL50 = dose létale médiane; CMENO = concentration minimale avec effet nocif observé; DMENO = dose minimale avec effet nocif observé; CMEO = concentration minimale avec effet observé.
Animaux de laboratoire et essais in vitro
Plus faible DL50 par voie orale(rat) = 440 mg/kg-p.c. (Bayer, 1978).
Plus faible CL50 par inhalation(souris, 2 h) = 390 mg/m3 (Mikhailova 1964).
Plus faible DL50 par voie cutanée(lapin, 24 h) = >145 mg/kg-p.c. par jour (Bayer, 1994).
[Autres études : Mikhailova, 1964; Back et al., 1979; Marks et al., 1982.]
Toxicité à court terme, doses répétées
Plus faible CMENO par inhalation = 180 mg/m3, d'après l'observation d'une distension alvéolaire dans les poumons de cobayes Duncan-Hartley mâles (10 par groupe) ayant subi une exposition corps entier au chlorure de benzyle à raison de 0, 60, 180 ou 530 mg/m3, 6 h/jour, pendant 4 semaines (Monsanto 1983).
Autre CMENO par inhalation = 224 mg/m3, d'après l'observation de lésions de l'épithélium respiratoire et de l'épithélium olfactif chez des souris Swiss OF1 mâles (10 par groupe) exposées au chlorure de benzyle à raison de 0, 107 ou 224 mg/m3, 6 h/jour, pendant 4, 9 ou 14 jours. La gravité de l'atteinte a été cotée comme étant sévère à très sévère, mais non liée à la durée de l'exposition (Zissu 1995).
Aucune étude n'a été recensée sur la toxicité par voie orale ou cutanée.
Toxicité subchronique
Plus faible DMEO par voie orale = 2,7 mg/kg-p.c. par jour, d'après l'observation d'une hyperplasie hépatique modérée, occasionnellement grave, chez des souris B6C3F1 (10 mâles et 10 femelles) exposées au chlorure de benzyle par gavage à raison de 0; 6,3; 12,5; 25,0; 50,0 ou 100,0 mg/kg-p.c., 3 fois/semaine (doses quotidiennes estimatives : 0; 2,7; 5,4; 10,7; 21,4 ou 42,9 mg/kg-p.c. par jour), pendant 26 semaines (Lijinsky 1986).
Autre DMENO par voie orale = 12,9 mg/kg-p.c. par jour, d'après l'observation d'une hyperkératose dans le préestomac de rats F344 femelles (10) exposés par gavage à des doses de 0, 15, 30, 62, 125 ou 250 mg/kg-p.c., 3 fois/semaine (doses quotidiennes estimatives : 0; 6,4; 12,9; 26,6; 53,6 ou 107,1 mg/kg-p.c. par jour), pendant 26 semaines (Lijinsky 1986).
Plus faible CMEO par inhalation = 62 mg/m3, d'après l'observation d'une augmentation du poids relatif du foie chez des cobayes Duncan-Hartley mâles (30) ayant subi une exposition corps entier au chlorure de benzyle à raison de 0, 5, 62 ou 148 mg/m3, 6 h/jour, 5 jours/semaine, pendant 27 semaines (Monsanto 1984).
Aucune étude sur l'exposition cutanée n'a été recensée.
Toxicité chronique et cancérogénicité
Cancérogénicité par voie orale chez le rat : Des groupes de 52 mâles et de 52 femelles F-344 ont reçu du chlorure de benzyle par gavage à raison de 0, 15 ou 30 mg/kg-p.c., 3 fois/semaine (équivalant approximativement à 0; 6,4 ou 12,9 mg/kg-p.c. par jour), pendant 104 semaines. On a observé une augmentation statistiquement significative des cas d'adénome/carcinome thyroïdien à cellules C chez les femelles exposées à la dose élevée (4/52, 8/51 et 14/52 dans le groupe témoin, le groupe exposé à la dose la moins élevée et le groupe exposé à la dose la plus élevée, respectivement). Il y avait des augmentations non statistiquement significatives de la fréquence des cas de carcinome/papillome dans le préestomac des mâles à la dose de 30 mg/kg-p.c. Des lésions non néoplasiques ont été signalées (Lijinsky 1986).
Cancérogénicité par voie orale chez la souris : Des groupes de 52 mâles et de 52 femelles B6C3F1 ont reçu du chlorure de benzyle par gavage à raison de 0, 50 ou 100 mg/kg-p.c., 3 fois/semaine (équivalant à environ 0; 21,4 ou 42,9 mg/kg-p.c. par jour), pendant 104 semaines. À la dose élevée, on a observé une augmentation statistiquement significative de la fréquence des cas d'hémangiome/angiosarcome chez les mâles (0/52, 0/52 et 5/52 dans le groupe témoin, le groupe exposé à la dose la plus faible et le groupe exposé à la dose la plus élevée, respectivement), des cas de carcinome au niveau du préestomac (0/51, 4/52 et 8/52) et des cas de carcinome/papillome au niveau du préestomac (0/52, 4/52 et 32/52). Chez les femelles exposées à la dose la plus élevée, on a observé une augmentation statistiquement significative de la fréquence des cas de carcinome/papillome au niveau du préestomac (0/52, 5/50 et 19/51) et d'adénome/carcinome bronchiolo­alvéolaire (1/52, 2/51 et 6/51). Une augmentation statistiquement significative de la fréquence des cas de carcinome/adénome hépatocellulaire a été observée chez les mâles exposés à la dose la plus faible (17/52, 28/52, 20/51). En ce qui concerne les effets non néoplasiques, on a relevé des cas d'hyperplasie épithéliale dans l'estomac des animaux ne présentant pas de tumeurs (Lijinsky 1986).
Cancérogénicité cutanée chez la souris :Un groupe de 20 souris ICR femelles ont été exposées au chlorure de benzyle par voie cutanée (2,5 mg dilués dans du benzène; volume final : 25 µL), 2 fois/semaine, pendant 50 semaines. On a constaté un épithélioma malpighien spino-cellulaire de la peau chez trois souris du groupe d'essai. Chez les animaux du groupe témoin (benzène), aucune tumeur cutanée n'a été observée (Fukuda et al. 1981).
Autres cas de cancérogénicité cutanée chez la souris : Le chlorure de benzyle ne s'est pas révélé cancérogène par voie cutanée dans trois autres études menées à faible dose chez la souris (6 à 10 mois) (Ashbyet al. 1982; Coombs 1982a, b).
Effets non néoplasiques :
Plus faible DMENO par voie orale =21,4 mg/kg-p.c. par jour, d'après l'observation d'une hyperplasie épithéliale dans l'estomac de souris (Lijinsky 1986).
Aucune étude sur l'inhalation n'a été recensée.
Toxicité pour la reproduction Plus faible DMENO par voie orale = 0,0006 mg/kg-p.c. par jour, d'après l'observation d'une létalité embryonnaire accrue chez des rats Wistar exposés par gavage à du chlorure de benzyle dans de l'huile de tournesol, à des doses de 0, 0,000 06, 0,0006, 0,006 ou 208 mg/kg-p.c. par jour pendant les jours 1 à 19 de la gestation (Leonskaya 1980). L'étude ne présentait toutefois que des données très limitées.
Plus faible DMENO par voie orale = 100 mg/kg-p.c. par jour (200 mg/kg dans l'alimentation), d'après l'observation d'une diminution statistiquement significative de la longueur des fœtus chez des rats SD(Crj:CD) femelles (détails non précisés) exposés par gavage à du chlorure de benzyle dans de l'huile de maïs à des doses de 0, 50 ou 100 mg/kg-p.c. par jour pendant les jours 6 à 15 de la gestation. Il n'y avait aucun effet sur le nombre d'implantations, le nombre de cas de résorption ou le nombre de fœtus vivants, ni sur le poids fœtal moyen, l'apparence externe ou encore le squelette et les organes après examen. Il n'y avait aucun signe de toxicité maternelle (Skowronski et Abdel-Rahman 1986).
Aucune étude n'a été recensée sur la cancérogénicité par inhalation ou par voie cutanée.
Génotoxicité et paramètres connexes : in vivo
Test du micronoyau
Négatif : On a administré, à des souris (Tuck To, NMRI et CD-1), 600 mg/kg-p.c de chlorure de benzyle par injection intrapéritonéale ou 800 ou 1 750 mg/kg-p.c. de la substance par voie orale. Aucune augmentation liée à l'exposition n'a été observée pour ce qui concerne la fréquence de la formation de micronoyaux dans la moelle osseuse (Danford et Parry 1982; Hartley-Asp 1982b; Holmstrom et al. 1982).
Test de la formation d'adduits d'ADN
Positif : On a administré du chlorure de benzyle à des souris mâles (NMRI, albinos exogames) par injection intraveineuse (dose non précisée). On a observé la formation d'adduits d'ADN (arylation) dans divers organes, les taux les plus élevés ayant été mesurés (1 h après l'injection) dans le cerveau et les testicules, et ensuite dans le foie et les poumons. Selon les données chromatographiques, le principal adduit aurait été la N7-benzylguanine (Solveig Walles 1981).
Test de mutation létale récessive liée au sexe
Positif : On a fait ingérer des solutions de chlorure de benzyle (0; 0,5; 1,0 ou 2,0 mM) à des larves mâles de Drosophila melanogaster. Des mutations somatiques ont été observées à toutes les doses, tandis que les mutations germinales touchant le chromosome X (mutations létales récessives et visibles) n'ont été induites qu'à la dose la plus élevée (2,0 mM) (Fahmy et Fahmy 1982).
Génotoxicité et paramètres connexes : in vitro
Test de mutagénicité bactérienne
Positif chez Salmonella typhimuriumTA100, avec ou sans activation métabolique (Yasuoet al. 1978; Neudecker et al. 1980; Ashbyet al. 1982; Brooks et Gonzalez 1982; Kirklandet al. 1982a; Pour et al. 1982; Varley 1982; Venitt et al. 1982; Watkins et Rickard 1982; Boothet al. 1983; Hemminkiet al. 1983).
[Quelques études font état de résultats négatifs : Simmon 1979; Jones et Richold 1982; Ladner 1982; Moore et Chatfield 1982.]
Négatif chez Salmonella typhimuriumTA98, avec ou sans activation métabolique (Simmon 1979; Brooks et Gonzalez 1982; Hyldig-Nielsen et Hartley-Asp 1982; Jones et Richold 1982; Kirkland et al. 1982a; Ladner 1982; Pouret al. 1982; Sargent et Regnier 1982; Trueman et Callander 1982; Varley 1982; Venitt et al. 1982; Watkins et Rickard 1982; Booth et al. 1983).
[Un résultat positif a été signalé : Styles et Pritchard 1982.]
Des résultats négatifs chez Salmonella typhimurium TA1535, TA1537 et TA1538 ont également été signalés (CIRC, 1999).
Positif chez Escherichia coli WP2uvrA (pKM101), avec ou sans activation métabolique (Yasuo et al., 1978; Kirkland et al., 1982a; Venittet al., 1982).
Test de mutation sur cellules de mammifères
Positif sur cellules lymphomateuses de souris, sans activation métabolique (McGregor et al. 1988).
Positif sur cellules pulmonaires de hamster chinois, sans activation métabolique (Mirzayans et al., 1982)
Positif sur cellules pulmonaires de hamster chinois, avec activation métabolique (Lee et Webber, 1982).
Positif sur cellules ovariennes de hamster chinois (CHO), sans activation métabolique (Phillips and James 1982).
Test d'aberration chromosomique
Positif sur cellules pulmonaires et ovariennes de hamster chinois, sans activation métabolique (Phillips et James, 1982).
Positif sur cellules pulmonaires et ovariennes de hamster chinois, avec activation métabolique (JETOC, 1997)
Négatif sur lymphocytes humains (Hartley-Asp 1982a; Kirkland et al. 1982b).
Test d'échange des chromatides sœurs
Positif sur cellules ovariennes de hamster chinois, sans activation métabolique (Phillips et James 1982; Hemminki et al. 1983).
Positif sur lymphocytes humains (Kirklandet al. 1982b).
Négatif sur lymphocytes humains (Hartley-Asp 1982a).
Test du micronoyau chez les rongeurs
Résultats équivoques : Résultats considérablement faibles dans les fibroblastes embryonnaires de hamster de Syrie, sans activation métabolique (Schmucket al. 1988).
Test de synthèse non programmée d'ADN
Négatif sur cellules HeLa S3, avec ou sans activation métabolique (Booth et al. 1983).
Test de lésion et de réparation de l'ADN
Positif sur cellules A549 chez l'humain, avec ou sans activation métabolique (Mirzayanset al. 1982).
Test de cytotoxicité différentielle sur cellules mutantes
Positif chez Saccharomyces cerevisiaeprésentant une mutation du gène rad; l'ampleur de la toxicité était liée à la présence de gènes régulant la réparation de l'ADN (North et Parry 1982).
Résultats équivoques : Léger effet mutagène dans les souches de cellules ovariennes de hamster chinois présentant une anomalie du mécanisme d'excision-réparation de l'ADN (Hoy et al. 1984).
Plus faible CMENO par inhalation = 62 mg/m3, d'après l'observation de modifications comportementales chez des souris Swiss OF1 mâles (10 par groupe) ayant subi une exposition corps entier au chlorure de benzyle à des concentrations de 0, 62, 88, 94 ou 114 mg/m3 pendant 4 heures. En comparaison avec les témoins, l'exposition au chlorure de benzyle a entraîné un prolongement concentration-dépendant de la phase d'immobilité de l'ordre de 32, 52, 71 et 84 %, respectivement (de Ceaurrizet al. 1983).
Deux études menées chez l'humain ont été recensées.
Une étude de cohorte rétrospective sur la mortalité liée au cancer a été menée chez 953 travailleurs de sexe masculin d'une usine britannique de produits chimiques organiques. Sur ces 953 travailleurs, 163 ont été exposés à des toluènes chlorés, dont le chlorure de benzyle, et 790 n'ont subi aucune exposition à ces substances. Le degré d'exposition était de l'ordre de 1 à 10 ppm, et la durée de l'exposition se situait entre 6 mois et plus de 40 ans. Le degré moyen d'exposition et la durée moyenne des expositions n'ont pas été précisés. Sur les 25 décès survenus parmi les 163 travailleurs exposés, cinq étaient dus à un cancer de l'appareil digestif, et cinq étaient dus à un cancer de l'appareil respiratoire; les 15 décès restants n'étaient pas dus à un cancer. Les données ont été analysées selon la méthode du rapport standardisé de mortalité (RSM), à l'aide des taux de mortalité observés en Angleterre et au Pays de Galles. On a observé une augmentation statistiquement significative des cas de cancer de l'appareil digestif (RSM = 4,0, 5/1,2, p < 0,01) et de cancer de l'appareil respiratoire (RSM = 2,8, 5/1,8,p < 0,05). On n'a toutefois pas tenté de déterminer le RSM associé à chaque toluène chloré (Sorahanet al. 1983).
Une étude de cohorte rétrospective sur la mortalité de travailleurs exposés au chlorure de benzyle, au trichlorure de benzylidine et au chlorure de benzoyle a été menée dans une usine de chloration aux États-Unis. La cohorte était constituée de 697 hommes ayant travaillé à l'usine pendant des périodes allant de < 1 an à > 35 ans; la quasi-totalité des sujets occupait un emploi dans le cadre duquel ils étaient susceptibles d'être exposés à ces trois substances. Le degré moyen d'exposition à ces trois substances chimiques et la longueur de la période d'emploi n'ont pas été indiqués. L'analyse est fondée sur une comparaison par rapport aux taux de mortalité observés chez les hommes aux États-Unis. On a dénombré sept cas de cancer de l'appareil respiratoire (le nombre de cas prévus était de 2,69). La mortalité liée aux cancers de l'appareil respiratoire était élevée de façon statistiquement significative dans chacun des trois groupes (chlorure de benzyle, trichlorure de benzylidine, chlorure de benzoyle) : RSM = 2,6 (p < 0,05) pour chaque substance. On a noté une augmentation statistiquement significative de la mortalité liée aux cancers de l'appareil respiratoire (RSM = 379, p < 0,05) chez les employés comptant 15 années de service ou plus par rapport aux employés comptant moins d'années de service, pour qui l'augmentation de la mortalité liée aux cancers de l'appareil respiratoire était négligeable (RSM = 131) (Wong et Morgan, 1984).
1229-55-6, 3118-97-6 & 6535-42-8
6250-23-3
6253-10-7
6300-37-4
6358-57-2
7147-42-4
19800-42-1
93805-00-6

References: l'article 64
 l'article 71
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