Dichlorométhane - LSIP1

2.0 Sommaire des données critiques pour l'évaluation de la toxicité

2.1 Description, propriétés, production et utilisations

Le dichlorométhane (DCM), connu également sous le nom de chlorure de méthylène, (CH₂C1₂) [numéro de registre du CAS 75-09-2] est un liquide clair et incolore, d'une odeur légèrement douceâtre. C'est un liquide hautement volatil et ininflammable à la température de la pièce. Le dichlorométhane a une masse moléculaire de 84,93 g/mol, une densité de 1,326 g/mL à 20 °C (Budavari et coll., 1989), des pressions de vapeur observées de 43 et 46,5 kpa à 20 °C (Anthony, 1979; Verschueren, 1983; García-Sánchez et coll., 1989), des points d'ébullition s'échelonnant de 39,75 à 40,1 °C (Hawley, 1971; Budavari et coll., 1989), un logarithme de coefficient de partage octanol/eau de 1,25 (OMS, 1984), et une constante de la loi de Henry de 227,9 Pa/m³/mole à 25 °C (Ashworth et coll., 1988). Comparativement à d'autres hydrocarbures chlorés, il a une solubilité dans l'eau assez élevée, les valeurs observées variant de 13 200 à 20 000 mg/L à 20 °C (Anthony, 1979; Verschueren, 1983). Le dichlorométhane absorbe le rayonnement infrarouge, surtout les longueurs d'onde entre 7 et 13 µm (Sadtler Research Laboratories, 1982).

On détermine le plus souvent les niveaux de dichlorométhane dans l'air, l'eau, le sol, les sédiments et les tissus par la chromatographie en phase gazeuse combinée à la spectrométrie de masse ou la détection par ionisation de flamme ou par capture d'électrons (EPA des É.-U., 1982a, 1982b; Ferrario et coll., 1985; EPA des É.-U., 1986, 1989a, 1989b, 1989c, 1989d; Dann et Wang, 1992; Golder Associates, 1989). Les limites de détection observées sont aussi faibles que 0,1 µg/m³ dans l'air (Dann et Wang, 1992), 30,0 ng/L dans l'eau (Comba et Kaiser, 1983), et 5,0 µg/kg (poids sec) dans le sol (Golder Associates, 1989).

Le dichlorométhane n'est pas produit au Canada. La quantité de dichlorométhane importée et utilisée au Canada chaque année entre 1977 et 1990 a fluctué de 9 à 13,2 kilotonnes (Environnement Canada, 1990). Au Canada, on l'utilise surtout comme décapants pour peinture (de 56,3% à 69,6%), agent de soufflage dans la production de mousse (de 16% à 29,7%) et composant d'aérosols (de 8,7% à 11,8%). Dans le reste du monde, les principales utilisations industrielles du dichlorométhane sont: agent dans les décapants pour peinture, solvant de dégraissage, agent de soufflage dans la production de mousse, opérations de décapage des résines photorésistantes, développement de films et solvant pour l'extraction d'oléorésines des épices et du houblon et, dans une mesure restreinte, pour l'élimination de la caféine du café (OMS, 1984; Edwards et coll., 1982a; EPA des É.-U., 1985; ATSDR, 1991).

2.2 Pénétration dans l'environnement

On ne connaît aucune source naturelle de dichlorométhane. À cause de la nature dispersive de ses applications, tout le dichlorométhane utilisé pourrait être libéré dans l'environnement (Environnement Canada, 1990). La pénétration pourrait également se produire pendant la production, le transport et l'entreposage, ou provenir de dépotoirs, d'effluents industriels, d'effluents d'usines de pâtes et papiers et d'installations de traitement de l'eau (Turoski et coll., 1983; Kringstad et Lindstrom, 1984; EPA des É.-U., 1985; Jackson et coll., 1985, 1991; Otson et coll., 1986; McBride et coll., 1989; Crume et coll., 1990). Les estimations quantitatives des rejets de dichlorométhane dans l'environnement canadien sont limitées aux charges des effluents industriels. En 1983, les effluents de plusieurs industries, notamment des installations de peinture d'automobile et des aciéries ainsi que des usines de traitement d'eau d'égout, rejetés dans la rivière Detroit, en Ontario, renfermaient des concentrations de dichlorométhane variant de 0,03 à 0,31 kg/j (Comba et Kaiser, 1985). Sur la rive canadienne de la rivière St. Clair, en Ontario, où l'on estime que 18 industries rejettent 1,7 milliard de litres d'effluents et d'eau de refroidissement tous les jours, les niveaux de dichlorométhane dans les effluents ont atteint jusqu'à 160 µg/L^-1 (EC/MEO, 1986).

Bien qu'on ne relève pas de données pertinentes au Canada, on a estimé les rejets de dichlorométhane aux États-Unis, en 1989, à 30,7 millions de kg dans l'air, 0,10 million de kg dans l'eau, 0,75 million de kg dans des puits souterrains et 0,67 million de kg dans les décharges ou autres installations de traitement ou d'élimination (TRI, 1992). On estime à 45,4 millions de kg (TRI, 1992) les rejets totaux de dichlorométhane dans l'environnement aux États-Unis en 1989.

Même si l'on ne relève pas de données semblables pour le Canada, le dichlorométhane a été le contaminant organique le plus souvent décelé dans les eaux souterraines des dépotoirs aux États-Unis et le 11^e contaminant le plus souvent décelé en Allemagne (Kerndorff et coll., 1992).

2.3 Informations sur l'exposition

2.3.1 Devenir

Comme le dichlorométhane a une pression de vapeur et une constante de la loi de Henry élevées, l'atmosphère joue un rôle important dans sa distribution et son devenir ultime. On s'attend que la photo-oxydation et la photolyse du dichlorométhane au niveau de la mer soient minimes, alors que les conditions dans la haute troposphère engendrent une photo-oxydation à cause de la libération des radicaux hydroxyles par réaction photochimique. Toutefois, à cause de la solubilité élevée et le faible potentiel d'hydrolyse du dichlorométhane, les concentrations de cette substance dans les milieux aquatiques peuvent être considérables.

On a estimé à 109 jours (Cox et coll., 1976) et à 1 an (Singh et coll., 1979; Edwards et coll., 1982a) la durée de vie du dichlorométhane dans la troposphère. Toutefois, d'après un modèle récent, on a estimé que sa demi-vie au-dessus de 3 villes canadiennes (Windsor, en Ontario, Edmonton, en Alberta, et Resolute Bay, dans les Territoires du Nord-Ouest) pouvait varier de 30 jours à plusieurs années. Ces valeurs fluctuent selon le potentiel de photo-oxydation du dichlorométhane, qui dépend, à son tour, de la concentration des radicaux hydroxyles et de l'intensité lumineuse (qui varie selon la saison et la latitude) dans la région (Bunce, 1992). On a estimé que la migration du dichlorométhane de la troposphère à la stratosphère pouvait prendre de 5 à 10 ans (Rowland, 1990). Selon les estimations, de 2,0% à 2,5% des quantités de dichlorométhane rejetées dans la troposphère pénètrent dans la stratosphère (Singh et coll., 1979; Edwards et coll., 1982b) où il existe un rayonnement ionisant élevé, ce qui augmente le potentiel de photolyse et de photo-oxydation (NAS, 1978). Le dichlorométhane dans la troposphère peut également revenir sur terre par les précipitations. À l'échelle mondiale, on estime à environ 0,08% la quantité de dichlorométhane dans la troposphère qui est lessivée par les précipitations (Edwards et coll., 1982a, 1982b).

On ne s'attend pas que le dichlorométhane subisse une réaction hydrolytique en milieu aqueux dans des conditions naturelles (Chodola et coll., 1989; Howard, 1990). Selon Mabey et Mill (1978), le dichlorométhane aurait une demi-vie de 704 ans lorsqu'on l'hydrolyse dans l'eau. Le potentiel d'hydrolyse semble donc augmenter lorsque le pH et les températures sont élevés (Chodola et coll., 1989).

À cause de sa pression de vapeur et de sa solubilité élevées dans l'eau, on s'attend que le dichlorométhane soit très mobile dans la plupart des sols. Le dichlorométhane adsorbe fortement sur la mousse de tourbe, moins sur la bentonite, légèrement sur le calcaire dolomitique et aucunement sur le sable (Dilling et coll., 1975). Les taux d'absorption et d'adsorption du dichlorométhane dans le sol reposent fortement sur le type de sol, le niveau d'humidité et la température (Koo et coll., 1990). Le coefficient d'adsorption sur le sol (K ??), calculé d'après la solubilité dans l'eau, a été relativement peu élevé, soit 18,8 (Kenaga, 1980).

Il peut y avoir biodégradation du dichlorométhane en milieu aqueux par les bactéries aérobies et anaérobies qu'on trouve couramment dans le sol et les boues. La dégradation est rapide; elle est complète dans une période de temps variant de quelques heures à quelques semaines, selon le microbiote présent, la profondeur et le type de milieu de même que les conditions environnementales. Dans un processus par voie aérobie (réacteur de boues activées), 99,5% de dichlorométhane à une concentration de 180 mg/L a été dégradé en 48 heures (Stover et Kincannon, 1983). De même, on a constaté que 80% du 0,5 mg/L de dichlorométhane enfoui dans un sable limoneux à la surface du sol s'était dégradé en moins de 3 semaines (Davis et Madsen, 1991). Des microbes adaptés ont fait augmenter les taux de dégradation (Klecka, 1982; Henson et coll., 1988; Bhattacharya et Parkin, 1988; Davis et Madsen, 1991). Les sous-produits de la biodégradation du dichlorométhane comprennent l'anhydride carbonique et les ions chlorure (Brunner et coll., 1980; Klecka, 1982; Davis et Madsen, 1991).

Quelques études ont examiné le potentiel de bioaccumulation du dichlorométhane. D'après le coefficient de partage octanol-eau, les facteurs de bioconcentration calculés (FBC) pour le poisson d'eau douce sont peu élevés (c'est-à-dire 0,8 [Neely et coll., 1974] et 2,3 [Veith et coll., 1979]), ce qui indique un très faible potentiel de bioaccumulation et de bioamplification chez les espèces aquatiques. De même, on s'attend que la bioaccumulation ou la bioamplification chez les organismes terrestres soient faibles ou inexistantes.

2.3.2 Concentrations

On a détecté du dichlorométhane à l'intérieur de bâtiments et dans l'air ambiant, les eaux de surface, les eaux souterraines, l'eau potable et les aliments. Toutefois, on n'a relevé aucune donnée pertinente sur les concentrations dans le sol, les sédiments, le biote ou le lait maternel. La figure 1 résume les données disponibles sur les niveaux dans les eaux de surface et souterraines.

Les concentrations atmosphériques moyennes de dichlorométhane à 22 endroits au Canada (1991-1992) ont varié de 0,5 µg/m³ dans la zone de protection de la nature de Longwoods (Ontario) à 9,9 µg/m³ à Saint John, au Nouveau-Brunswick (Dann, 1993). Au niveau national, la valeur moyenne s'est établie à environ 1,7 µg/m³, tandis qu'on a isolé une valeur maximale de 311,3 µg/m³ à Saint John, au Nouveau-Brunswick (Dann, 1993). De même, la concentration moyenne globale de dichlorométhane dans des prélèvements d'air ambiant recueillis en 1989 à 17 emplacements urbains au Canada était de 2,6 µg/m³ (fourchette des valeurs non rapportée) [Environnement Canada, 1991a]. Dans d'autres prélèvements effectués à l'échelle nationale entre 1988 et 1990, les concentrations moyennes à 16 endroits ont varié de 1,0 µg/m³ à Halifax à 6,2 µg/m³ à Vancouver (Environnement Canada, 1991b).

De manière générale, les concentrations moyennes de dichlorométhane sont plus élevées dans l'air à l'intérieur qu'à l'extérieur des bâtiments. D'après des résultats préliminaires, la concentration moyenne à l'intérieur de 757 maisons au Canada a été de 16,3 µg/m³ (la valeur maximale étant de 1 690 µg/m³), bien que le compte rendu publié ne fournisse pas les détails complets de l'expérience (Otson et coll., 1992). Lors d'une petite étude effectuée à l'intérieur de maisons de la région métropolitaine de Toronto, les concentrations moyennes de dichlorométhane au rez-de-chaussée ont été semblables, s'échelonnant de 9,1 µg/m³ (prélèvements dans 12 maisons en 1986) à 26,9 µg/m³ (prélèvements dans 6 maisons en 1987) [Chan et coll., 1990].

Figure 1. Concentrations types de dichlorométhane (DCM) dans les eaux canadiennes et concentrations causants des effets nocifs au biote.

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D'après les données observées à 264 endroits au Canada, qui sont comprises dans une base de données nationale (NAQUADAT/ENVIRODAT, 1991) et dans d'autres sources (Ayotte, 1987; Kaiser et Comba, 1992), les concentrations médianes et la fourchette des valeurs observées du dichlorométhane dans les eaux de surface sont les suivants : Ontario, 0,05 µg/L (de non détectable à 57 µg/L); Québec, 0,03 µg/L (de non détectable à 2,7 µg/L); Nouveau-Brunswick, 1,05 µg/L (de non détectable à 6,7 µg/L), Nouvelle-Écosse, 0,4 µg/L (de non détectable à 13,9 µg/L); et Terre-Neuve, 0,71 µg/L (de non détectable à 10,3 µg/L).

La concentration la plus élevée de dichlorométhane dans des eaux souterraines rapportée au Canada a été de 25 g/L dans la région de Weston du nord-ouest de Toronto, mesurée près de 20 ans après que le composé se fut échappé d'un réservoir souterrain rupturé (Ladanowski et coll., 1993). Dans une décharge située à Gloucester (Ontario) où l'on a jeté des déchets organiques pendant de nombreuses années, les concentrations dans les prélèvements d'eau souterraine ont varié d'un seuil de non-détectabilité à 10 400 µg/L, leur moyenne s'établissant, à un endroit, à 1 081 µg/L (Jackson et coll., 1985). Après 6 ans, ces concentrations avaient diminué, et se situaient entre 4 et 60 µg/L (Jackson et coll., 1991; Lesage et coll., 1990). Les concentrations de dichlorométhane dans le percolat d'une décharge située à Guelph (Ontario) ont atteint 131 et 1 008 µg/L en 1988 et 1989 respectivement, et 577 µg/L à un endroit dans les Muskokas (Lesage et coll., 1989). Dans la ville de Mercier, au Québec, une nappe d'eau souterraine (qui couvrirait une superficie de 10 à 15 km²), contaminée au dichlorométhane à des concentrations pouvant aller jusqu'à environ 300 µg/L, est actuellement traitée avant d'être rejetée dans l'environnement (Pakdel et coll., 1992). La figure 1 présente un éventail des concentrations de dichlorométhane observées dans des eaux souterraines un peu partout au Canada.

Les concentrations de dichlorométhane observées dans les prélèvements d'eaux souterraines utilisées comme sources d'eau potable dans les provinces de la Nouvelle-Écosse et de l'Île-du-Prince-Édouard ont varié de 0,1 à 11,0 µg/L (NAQUADAT/ENVIRODAT, 1991).

Dans le réseau d'approvisionnement municipal d'eau potable à Terre-Neuve, en Nouvelle-Écosse, au Nouveau-Brunswick et à l'Île-du-Prince-Édouard, des prélèvements effectués entre 1985 et 1988 ont permis de mesurer les concentrations de dichlorométhane (Environnement Canada, 1989a, 1989b, 1989c, 1989d, 1989e). Les données recueillies en 1988 reposent sur la limite de détection la plus sensible (0,05 µg/L) de toutes les études disponibles. Les concentrations moyennes ont varié de 0,2 µg/L au Nouveau-Brunswick et en Nouvelle-Écosse à 2,6 µg/L au Nouveau-Brunswick (Environnement Canada, 1989b, 1989c). Ces concentrations sont semblables à celles qu'on avait rapportées pour la période antérieure de 1985 à 1987 (Coad, 1992).

Les données recueillies à l'égard des concentrations de dichlorométhane dans le sol au Canada se limitent à des sites contaminés. On n'a relevé aucune donnée sur les niveaux dans les sédiments au Canada. Les concentrations de dichlorométhane dans les sédiments du lac Pontchartrain, à la Nouvelle-Orléans, en Louisiane, se sont établis à 1,5 et 3,2 ng/g poids humide (Ferrario et coll., 1985).

On n'a relevé aucune donnée sur les concentrations de dichlorométhane dans le biote canadien. On ne s'attend pas que les niveaux dans le biote soient élevés, si l'on se fie aux propriétés physiques et chimiques du dichlorométhane (par exemple, un coefficient de partage octanol-eau de 1,25 [OMS, 1984]) et des FBC faibles. Les niveaux moyens dans les tissus d'huîtres et de palourdes du lac Pontchartrain, à la Nouvelle-Orléans, ont varié de 4,5 à 27 ng/g poids humide (Ferrario et coll., 1985).

Les données sur les concentrations de dichlorométhane dans les aliments au Canada sont très restreintes. Depuis les années 1980, le Programme d'alimentation totale (Total Diet Program) de la Food and Drug Administration des États-Unis, a mesuré les concentrations de dichlorométhane dans les aliments prêts à servir (Heikes et Hopper, 1986; Heikes, 1987a, 1987b; Daft, 1988); ces concentrations sont résumées dans un récent rapport (Heikes, 1990). Bien que les dates exactes ne soient pas clairement précisées, on croit que l'échantillonnage a eu lieu au milieu des années 1980. Les niveaux les plus élevés ont été observés dans les céréales prêtes à consommer et le beurre (95 et 84 µg/kg respectivement), suivis du fromage (45 µg/kg), de la margarine (27 µg/kg), des aliments transformés (34 µg/kg) et du beurre d'arachides (19 µg/kg).

2.4 Toxicocinétique

Le métabolisme du dichlorométhane chez les diverses espèces examinées jusqu'à maintenant se fait de deux façons. La première est reliée au système d'oxydase à fonction mixte (OFM) du cytochrome P-450, et conduit à la formation de monoxyde de carbone (CO) et à des niveaux élevés de carboxyhémoglobine dans le sang; ce type de métabolisme se produit dans la fraction microsomiale de plusieurs organes, dont le foie, le rein et le poumon. D'après des études où on utilise des inhibiteurs métaboliques, on a constaté que des quantités importantes d'anhydride carbonique (CO₂) semblent être produites de cette façon. L'autre réaction, qui est catalysée par une enzyme glutathion-S-transférase (GST) soluble, débouche sur la production de formaldéhyde et la formation subséquente de CO₂ in vivo (Green, 1989). Outre qu'il soit métabolisé en CO et CO₂, le dichlorométhane n'est pas modifié à l'exhalation.

De récentes études ont permis d'acquérir des données sur le métabolisme du dichlorométhane chez les êtres humains et d'autres espèces, afin de servir de base à une modélisation pharmacocinétique à caractère physiologique (PCCP). Des dosages de GST dans du cytosol préparés à partir de prélèvements dans le foie des quatre espèces, notamment la souris, le rat, le hamster et l'être humain, ont été exposés à des concentrations de dichlorométhane variant de 6,7 mM à 100 mM. L'activité de la GST a été la plus élevée dans le foie de la souris, moyenne dans le foie du rat et la plus faible dans le foie de l'être humain et du hamster. Une optimisation informatique a permis d'obtenir les valeurs de K_m et de V_max. Ici encore, les valeurs de K_m et de V_max chez la souris ont été plus élevées que les valeurs calculées d'après les résultats obtenus avec les prélèvements humains.

Dans d'autres études in vitro effectuées par Reitz et ses collaborateurs (1989), des prélèvements de cytosol du foie d'êtres humains, de rats F344, de souris B6C3F₁et de hamsters dorés de Syrie ont été titrés à l'aide de 40 mM de dichlorométhane. On a également dosé le cytosol provenant de tissus pulmonaires. Le cytosol du foie de la souris a présenté les niveaux d'activité de la GST les plus élevés (25,9 nmol de produit formé/min/mg de protéine). L'activité de la GST a été plus faible dans le cytosol du rat et du hamster. Dans les préparations de cytosol provenant de 4 êtres humains, l'activité a varié de 0,0 à 3,03 nmol de produit formé/min/mg de protéine. Les taux de réaction dans le cytosol préparé à partir de tissus pulmonaires ont été les plus élevés chez la souris (7,3 nmol de produit formé/min/mg de protéine) et les plus faibles chez le rat (1,0) et l'être humain (0,37). On n'a décelé aucune activité de la GST dans le cytosol préparé à partir de tissus pulmonaires du hamster.

2.5 Informations sur les effets

2.5.1 Animaux de laboratoire et in vitro

L'exposition aiguë d'animaux de laboratoire au dichlorométhane par inhalation a eu des effets sur le foie, le coeur et le système nerveux central (OMS, 1984). Les CL₅₀ signalées varient de 49 g/m³ (6 heures) à 92 g/m³ (20 minutes) chez la souris, tandis qu'elles passent de 52 g/m³ (6 heures) à 200 g/m³ (15 minutes) chez le rat. La toxicité orale aiguë semble être semblable chez la souris et le rat, les ^DL50 s'établissant respectivement à 1,6 et de 1,6 à 2,3 g/kg p.c.

L'exposition à court terme d'animaux de laboratoire au dichlorométhane par inhalation ou par voie orale a entraîné divers effets sur le système nerveux central, le foie, les yeux, les reins, la rate, le cerveau et les poumons. De toutes les études à court terme menées après l'inhalation de dichlorométhane, Weinstein et Diamond (1972) ont rapporté les plus faibles concentrations avec effet observé; dans leur étude, ils ont constaté une augmentation des triglycérides hépatiques et de légères modifications du foie (modification graisseuse, mais aucune nécrose) chez la souris après une exposition continue à 100 p.p.m. (347 mg/m³) allant jusqu'à 10 semaines. (Cette étude comportait un seul groupe de doses.)

Les espèces exposées au dichlorométhane dans les études de toxicité subchronique comprennent le singe, le chien, le rat, la souris et la gerbille, et les effets observés sont fonction des régimes d'exposition. Les effets à la suite d'une exposition continue sont plus sévères que ceux qu'on observe après une exposition intermittente. Les concentrations minimales avec effet observé chez les animaux de laboratoire exposés par inhalation à du dichlorométhane lors d'études subchroniques s'établissent à 25 et 100 p.p.m. (87 et 347 mg/m³) dans les premières études de plusieurs espèces signalées par Haun et ses collaborateurs (1972). Chez les rats exposés continuellement à une concentration de 25 p.p.m., on a observé des modifications dégénératives et régénératrices «non spécifiques» des tubules du rein. Chez les souris exposées de façon continuelle à 100 p.p.m., on a signalé des effets sur la quantité de cytochrome microsomal du foie et une coloration graisseuse du foie; les concentrations de carboxyhémoglobine dans le sang de singes et de chiens ont également été élevées à la suite d'une exposition continue à cette concentration (Haun et coll., 1972).

Il convient de souligner qu'aucun effet lié au produit n'a été observé lors de récentes études bien documentées, au cours desquelles on a exposé par intermittence des rats et des souris à des concentrations aussi élevées que 2 100 p.p.m. (7 287 mg/m³) 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 13 semaines (NTP 1986). À 4 200 p.p.m. (14 574 mg/m³), les rats ont présenté des modifications des poumons de légères à minimes; chez les souris exposées à cette concentration, on a observé une dégénérescence hydropique.

Une seule étude d'inhalation chronique chez la souris a eu lieu (NTP, 1986; voir aussi Mennear et coll., 1988). Lors de ce biodosage, on a exposé 50 mâles et 50 femelles de la souris B6C3F₁à des concentrations de 0, 2000 ou 4000 p.p.m. (0, 6 940 ou 13 880 mg/m³ ) de dichlorométhane dans l'air pendant 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pour 102 semaines. On a observé tant chez le mâle que chez la femelle des groupes ayant reçu une dose élevée une incidence accrue de dégénérescence cytologique du foie. On a observé tant chez les mâles que chez les femelles une incidence accrue de tumeurs bénignes et malignes du poumon. L'incidence de carcinomes alvéolaires/bronchiolaires chez la souris mâle a été de 2/50, 10/50 et 28/50 pour le groupe témoin, le groupe à 2 000 p.p.m. et celui à 4 000 p.p.m. respectivement. Dans le cas de la souris femelle, les incidences ont été respectivement de 1/50, 13/48 et 29/48 pour le groupe témoin, le groupe à 2 000 p.p.m. et le groupe à 4 000 p.p.m. L'incidence des adénomes alvéolaires/ bronchiolaires chez le mâle de la souris a été de 3/50, 19/50 et 24/50 pour le groupe témoin, le groupe à 2 000 p.p.m. et le groupe à 4 000 p.p.m. respectivement; chez la souris femelle, les chiffres correspondants sont 2/50, 23/48 et 28/48. L'incidence combinée des adénomes et carcinomes du poumon chez les mâles a été de 5/50, 27/50 et 40/50 chez les trois groupes en question; pour ce qui est des femelles, l'incidence combinée a été respectivement de 3/50, 30/48 et 41/48. L'incidence des adénomes hépatocellulaires ou des carcinomes hépatocellulaires (combinée) a augmenté chez les mâles du groupe ayant reçu une dose élevée et chez tous les groupes de femelles exposés. Chez la souris mâle, l'incidence des carcinomes hépatocellulaires s'est établie à 13/50, 15/49 et 26/49 pour le groupe témoin, le groupe à 2 000 p.p.m. et le groupe à 4 000 p.p.m., respectivement. Chez la souris femelle, l'incidence a atteint 1/50, 11/48 et 32/48 pour les mêmes groupes. Chez la souris mâle, l'incidence des adénomes hépatocellulaires a atteint 10/50, 14/49 et 14/49 chez le groupe témoin, le groupe à 2 000 p.p.m. et le groupe à 4 000 p.p.m. respectivement; chez la souris femelle, l'incidence a atteint 2/50, 6/48 et 22/48 chez ces mêmes groupes. L'incidence combinée des adénomes et carcinomes hépatocellulaires chez la souris mâle a atteint 22/50, 24/49 et 33/49 respectivement chez le groupe témoin, le groupe à 2 000 p.p.m. et le groupe à 4 000 p.p.m.; chez les femelles, les chiffres correspondants étaient de 3/50, 16/48 et 40/48. On a également observé une augmentation, reliée à la dose, du nombre de souris développant des néoplasmes multiples du poumon ou du foie. On a conclu qu'il y avait donc «indication claire de cancérogénicité du dichlorométhane chez la souris B6C3F₁mâle et femelle, comme l'indique l'incidence accrue des néoplasmes alvéolaires/bronchiolaires et des néoplasmes hépatocellulaires» (NTP 1986).

Les résultats de ce biodosage (NTP 1986) sont semblables à ceux qu'on a signalés plus récemment au National Institute of Environmental Science des États-Unis, lors d'une expérience au cours de laquelle on a exposé la même souche de souris (femelles) à 2 000 p.p.m. de dichlorométhane à divers schémas de posologie. Une augmentation des néoplasies du poumon et du foie s'est produite en l'absence d'une cytotoxicité patente et en des circonstances où l'on n'a pu prouver une prolifération cellulaire croissante soutenue. Les résultats ont indiqué que le dichlorométhane a été un inducteur plus puissant de la tumorigénèse du poumon que de celle du foie (Anderson et Maronpot, 1993; Foley et coll., 1993; Kari et coll., 1993.)

Lors de l'essai biologique du NTP (NTP, 1986; voir aussi Mennear et coll., 1988), on a exposé 50 rats mâles et 50 rats femelles Fischer 344/N à 1 000, 2 000 ou 4 000 p.p.m. (3 470, 6 940 ou 13 880 mg/m³) de dichlorométhane pendant 6 heures par jour, 5 jours par semaine, sur une période de 2 ans. On a observé une incidence accrue de lésions bénignes de la glande mammaire (adénomes et fibroadénomes) chez les deux sexes (mâles : 0/50, 0/50, 2/50, 5/50; femelles : 5/50, 11/50, 13/50, 23/50 respectivement pour les groupes de 0, 1 000, 2 000 et 4 000 p.p.m.). L'incidence des néoplasmes malins de la glande mammaire n'a pas augmenté chez les femelles (2/50, 2/50, 2/50, 0/50) et aucun n'a été observé chez les mâles. Des tumeurs du système tégumentaire «dans la région de la chaîne mammaire» se sont produites avec une tendance positive chez les mâles (fibromes ou sarcomes des tissus sous-cutanés :1/50, 1/50, 2/50, 5/50). L'incidence combinée de toutes les tumeurs dans la région mammaire chez les mâles a été de 1/50, 1/50, 4/50 et 9/50. Le NTP a conclu qu'il y avait certaines indications de cancérogénicité du dichlorométhane chez les rats mâles F344/N, comme le révèle l'incidence accrue des néoplasmes bénins de la glande mammaire. La cancérogénicité du dichlorométhane a été clairement évidente chez les rats femelles F344/N comme l'indique l'incidence accrue des néoplasmes bénins de la glande mammaire.

Burek et ses collaborateurs (1984) ont fait état des résultats d'une étude menée pendant deux ans sur des rats Sprague-Dawley exposés par inhalation à 0, 500, 1 500 ou 3 500 p.p.m. (0, 1 735, 5 205 ou 12 145 mg/m³). Bien que l'incidence des tumeurs bénignes de la glande mammaire chez les femelles n'a pas augmenté, le nombre total de tumeurs bénignes de la glande mammaire par groupe a progressé en fonction de l'exposition. Les résultats ont été semblables chez les mâles des groupes exposés à 1 500 et 3 500 p.p.m. (5 205 et 12 145 mg/m³). À toutes les concentrations, on a constaté une vacuolisation hépatique de concert avec des modifications graisseuses et d'autres manifestations de la toxicité dans le foie. (La mortalité chez la femelle n'a vraiment augmenté que du 18^e au 24^e mois d'exposition à une concentration de 3 500 p.p.m., mais il n'y a eu aucune modification du poids corporel chez l'un ou l'autre des groupes liée à l'exposition.)

Nitschke et ses collaborateurs (1988a) ont fait état d'une autre étude dans laquelle des rats ont été exposés à des concentrations de 0, 50, 200 ou 500 p.p.m. (0, 173,5, 696 ou 1 735 mg/m³) de dichlorométhane pendant un maximum de 2 ans, dans les mêmes conditions. L'incidence d'une vacuolisation hépatocellulaire cytoplasmique (correspondant à des modifications graisseuses) et d'hépatocytes multinuclés a augmenté de façon marquée chez les femelles à une concentration de 500 p.p.m. Les auteurs ont précisé qu'il n'y avait aucun écart dans le nombre de néoplasmes bénins ou malins chez les rats exposés et les témoins. Toutefois, on a observé une augmentation importante (bien qu'elle ne soit pas liée à la dose) de l'incidence des tumeurs bénignes de la glande mammaire chez les femelles à 200 p.p.m. Même si le nombre de tumeurs bénignes de la glande mammaire chez les rats affectés d'une tumeur a augmenté chez les femelles recevant une concentration de 500 p.p.m., l'analyse statistique de ces données n'a pas eu lieu.

Même si le nombre total de tumeurs malignes chez des rats Sprague-Dawley exposés à une concentration de 100 p.p.m. pendant 104 semaines a augmenté de façon non significative lors d'une étude supplémentaire effectuée par Maltoni et ses collaborateurs (1988), les résultats en question contribuent très peu à renforcer les indications de cancérogénicité étant donné que l'incidence de chaque type de tumeur n'a pas été signalée.

Simultanément à l'étude chez les rats, Burek et ses collaborateurs (1984) ont exposé des hamsters dorés de Syrie à des concentrations de 0, 500, 1 500 et 3 500 p.p.m. de dichlorométhane (0, 1 735, 5 205 et 12 145 mg/m³) sur une période maximale de 2 ans. Au cours de la dernière partie de l'étude, la mortalité chez les femelles à des concentrations de 1 500 et 3 500 p.p.m. a diminué, situation attribuable, semble-t-il, à une incidence et à une sévérité moins élevées de l'amylose (une altération pathologique naturelle d'ordre gériatrique) chez les animaux exposés. Tous les hamsters ont présenté de l'hémosidérine dans le foie; les auteurs estiment qu'il s'agit là d'une faible incidence liée à l'exposition dans le foie de hamsters mâles (mais non femelles) exposés à une concentration de 3 500 p.p.m. pendant 6 ou 12 mois. Il n'y a eu aucun écart important entre les hamsters exposés et les témoins pour ce qui est du nombre total d'animaux présentant une tumeur, du nombre d'animaux présentant une tumeur bénigne ou du nombre d'animaux présentant une tumeur maligne. Une augmentation importante du nombre total de tumeurs bénignes s'est produite chez les femelles à une concentration de 3 500 p.p.m., mais on a jugé que cet effet était secondaire quant à l'accroissement de survie au sein de ce groupe. Le rapport de l'étude n'a pas expliqué les types spécifiques de tumeur.

La concentration minimale avec effet dans ces études (pour ce qui est des effets non néoplasiques) à la suite d'une exposition chronique par inhalation au dichlorométhane a donc été celle signalée dans les études de Burek et ses collaborateurs (1984) et de Nitschke et ses collaborateurs (1988a). On a jugé que la concentration sans effet nocif sur le foie de la femelle du rat était de 200 p.p.m., vu qu'il y a eu vacuolisation cytoplasmique de pair avec une modification graisseuse et des hépatocytes multinuclés au sein du groupe ayant reçu la concentration supérieure suivante (500 p.p.m.).

Plusieurs études ont eu lieu pour comprendre les mécanismes possibles de la cancérogenèse du dichlorométhane inhalé chez les rats et les souris. Green (1989) a décrit une étude histologique/histochimique des effets du dichlorométhane chez des rats F344 et des souris B6C3F₁à la suite d'une exposition à 2 000 ou 4 000 p.p.m. (6 940 ou 13 880 mg/m³) pendant une période de 1 ou 10 jours. Le grossissement du foie et une lésion marquée des cellules de Clara de la souris constituent les observations les plus importantes. Cette lésion, observée après une seule exposition, a donné lieu à une vacuolisation étendue ou à une dégénérescence par grossissement des cellules de Clara, mais elle avait largement diminué après 10 jours d'exposition. Les cellules de Clara endommagées par exposition au dichlorométhane ne renfermaient plus d'iso-enzymes de cytochrome P-450 comme on l'a déterminé à l'aide d'anticorps polyclonaux. Grâce à des microsomes préparés à partir d'homogénats de poumons complets, on a pu diminuer de 50% le métabolisme du dichlorométhane au monoxyde de carbone, indiquant par là que les cellules de Clara, qui composent seulement 5% de tous les types de cellules dans les poumons des souris, renferment 50% du cytochrome P-450 responsable de la métabolisation du dichlorométhane. Un dosage de glutathion-S-transférases combinées à du dichlorométhane, du chlorodinitrobenzène ou des anticorps a révélé que ces enzymes n'étaient pas affectées dans les cellules de Clara ni dans les homogénats de poumons complets. Après 10 jours d'exposition au dichlorométhane, les cellules sont revenues à leur état initial, tout comme les iso-enzymes du cytochrome P-450, à l'exception de celle responsable du métabolisme du dichlorométhane. Dans tout le tissu pulmonaire, le métabolisme du dichlorométhane est demeuré réduit de 50%. Green (1989) en conclut que les cellules de Clara ainsi détériorées sont exposées à un plus grand risque et qu'elles sont susceptibles de représenter la population de cellules donnant naissance aux tumeurs.

Foster et ses collaborateurs (1992) ont poursuivi les études de Green (1989) et en ont fait paraître les résultats. Ils ont tenté de corréler les événements métaboliques aux événements pathologiques chez les souris exposées au dichlorométhane pendant de plus longues périodes. Dans une expérience destinée à répliquer le protocole du NTP de 1986, on a exposé des souris mâles B6C3F₁à une concentration de 4 000 p.p.m. (13 880 mg/m³) de dichlorométhane pendant 6 heures par jour, 5 jours par semaine pour un maximum de 13 semaines. On a observé, après une exposition, une détérioration aiguë des cellules de Clara, principale incidence morphologique initiale dans les poumons, mais la situation a semblé se rétablir après 5 expositions. Après 2 jours sans exposition, la lésion dans la cellule de Clara est réapparue à la suite d'une nouvelle exposition, mais sa gravité a diminué au cours de l'étude, ce qu'on a pu corréler avec l'activité de la mono-oxygénase du cytochrome P-450. Les auteurs ont conclu que la tolérance développée par la cellule de Clara au dichlorométhane pouvait s'expliquer par l'inactivation d'une iso-enzyme du cytochrome P-450. Le métabolisme du dichlorométhane par la glutathion-S-transférase est demeuré pour ainsi dire inchangé tout au long de l'étude.¹

Casanova et ses collaborateurs (1992) ont tenté de déterminer si le formaldéhyde provenant du dichlorométhane pouvait servir d'agent de réticulation de la protéine d'ADN dans le foie ou les poumons de souris B6C3F₁, et de hamsters dorés de Syrie. Les souris et hamsters ont été exposés à 4 000 p.p.m. (13 880 mg/m³) de dichlorométhane pendant 6 heures, 2 jours de suite. On a décelé une réticulation de la protéine d'ADN dans le foie de souris, mais non dans les poumons de souris ni dans le foie ou le poumon de hamsters. Les auteurs, citant Green (1989) et Foster et ses collaborateurs (1992) ont indiqué que l'incapacité de déceler dans le poumon de souris la réticulation de la protéine d'ADN pourrait s'expliquer par sa formation dans les cellules de Clara, lesquelles pourraient constituer seulement 5% de toute la population des cellules pulmonaires. L'incorporation métabolique de ¹⁴C provenant de [¹⁴C]dichlorométhane dans l'ADN a laissé indiquer un taux de renouvellement plus élevé des cellules pulmonaires de la souris que celles du hamster. L'écart n'a pas été aussi marqué dans le cas du taux de renouvellement dans le foie.

Maltoni et ses collaborateurs (1986, 1988) ont exposé 50 souris mâles et 50 souris femelles Swiss à une dose, de 100 ou 500 mg de dichlorométhane/kg p.c./j par gavage pendant 4 à 5 jours par semaine. Une surmortalité est survenue à la fois chez les souris mâles et femelles exposés aux deux doses, après 36 semaines d'exposition; on a donc mis fin à la période d'exposition après 64 semaines. On a observé chez les mâles une augmentation de l'incidence d'adénomes pulmonaires liée à la dose. Cette augmentation n'a pas été significative lorsqu'on a évalué le nombre total de tumeurs pulmonaires sans tenir compte du taux de mortalité. Lorsqu'on a tenu compte du taux de mortalité, l'incidence des tumeurs pulmonaires a été beaucoup plus élevée (p < 0,05) chez les mâles (que chez les témoins) exposés à la dose élevée, qui sont morts entre la 52^e et la 78^e semaine, «qu'on considère ou non les tumeurs pulmonaires comme la cause de décès» (Maltoni et coll., 1986).

Serota et ses collaborateurs (1986a) ont exposé des souris B6C3F₁à des concentrations de dichlorométhane dans leur eau potable, qui équivalaient à 0, 60, 125, 185, ou 250 mg/kg p.c./j pendant 2 ans. À la dose la plus élevée, on a remarqué une légère augmentation du nombre de petites masses pulmonaires chez les femelles, qu'on n'a associée à aucune pathologie spéciale. L'incidence de carcinomes du foie chez les mâles a été plus élevée que dans un des groupes témoins, mais n'a pas été significative lorsqu'on l'a comparée à celle de l'autre groupe témoin ou à celle de tous les groupes témoins combinés.² Les auteurs ont estimé que la dose sans effet observé (DSEO) était de 185 mg/kg p.c./j, d'après les incidences toxicologiques et histopathologiques non néoplasiques (masses du poumon, modification de la coloration hépatocellulaire correspondant à une augmentation de la teneur en matières grasses).

Maltoni et ses collaborateurs (1986, 1988) ont exposé des groupes de 50 rats mâles et 50 rats femelles Sprague-Dawley à des doses de 100 ou 500 mg/kg p.c./j de dichlorométhane par tube stomacal. Une surmortalité est survenue autant chez les rats mâles que femelles à la plus haute dose après 36 semaines d'exposition; on a donc mis fin à l'exposition après 64 semaines. À 100 mg/kg p.c./j, on a observé une diminution du poids corporel. Chez les femelles, on a constaté une augmentation non significative des tumeurs malignes de la glande mammaire, attribuable principalement à une incidence accrue d'adénocarcinomes.

Serota et ses collaborateurs (1986b) ont étudié pendant 2 ans des rats F344 à qui l'on avait donné de l'eau potable contenant des concentrations de dichlorométhane équivalant à des doses de 0, 5, 50, 125 et 250 mg/kg p.c./j. À des doses de 125 et 250 mg/kg p.c./j, on a observé une diminution légère mais significative du gain de poids corporel et de la consommation d'eau. À un sacrifice provisoire après 78 semaines d'exposition, les deux sexes affichaient une incidence accrue de changements hépatiques se composant de foyers ou de zones d'altération cellulaire et de modification graisseuse; ces changements se sont produits à toutes les doses sauf à 5 mg/kg p.c./j. Bien qu'on observe de faibles augmentations du nombre de «tumeurs hépatocellulaires» chez les femelles exposées à 50 ou 250 mg/kg p.c./j, on ne les a pas jugées significatives en l'absence d'une augmentation comparable chez les femelles ayant reçu 125 mg/kg p.c./j et de la faible incidence constatée chez les témoins femelles lors de ce dosage biologique, comparativement aux témoins d'études antérieures. Les auteurs ont rapporté une DSEO de 5 mg/kg p.c./j pour les deux sexes, d'après les incidences toxicologiques et histopathologiques non néoplasiques sur le foie.

À la suite d'une exposition chronique par ingestion de dichlorométhane, la dose minimale avec effet observé en ce qui concerne les incidences non néoplasiques dans les études suffisamment documentées s'établit donc à 50 mg/kg p.c./j chez les rats F344, dose à laquelle on a observé une prolifération cellulaire pleinement réversible et une modification graisseuse partiellement réversible dans le foie (dose minimale avec effet observé [DMEO] =50 mg/kg p.c./j; DSEO =5 mg/kg p.c./j) [Serota et coll. 1986b].

Le dichlorométhane est clairement mutagène dans les essais à court terme sur des bactéries et des levures, et certaines indications laissent croire à une détérioration des chromosomes dans les cellules in vitro de mammifères. Les résultats découlant d'études in vivo sont mixtes et non concluants. Toutefois, les dommages chromosomiques observés régulièrement dans des cellules du poumon, du sang et de la moelle osseuse à la suite d'une inhalation de dichlorométhane sont conformes à l'hypothèse voulant que la cancérogénicité du dichlorométhane (surtout dans le poumon) s'expliquerait par sa génotoxicité (ou celle de ses métabolites) [Westbrook-Collins et coll., 1989; Allen et coll., 1990].

Les données disponibles sur la toxicité du dichlorométhane au niveau de la reproduction à la suite d'une inhalation sont restreintes aux études sur des groupes d'animaux exposés à une seule concentration dépassant dans tous les cas 500 p.p.m. (1 735 mg/m³) [Schwetz et coll., 1975; Leong et coll., 1975; Hardin et Manson, 1980; Bornschein et coll., 1980]. Dans toutes ces études, seuls des effets mineurs ont été observés dans la progéniture à des doses qui ont provoqué une toxicité mineure chez la mère. Dans l'unique étude multigénération qu'on ait pu trouver sur la toxicité au niveau de la reproduction, on n'a observé chez des rats exposés à une concentration maximale de 1 500 p.p.m. (5 205 mg/m³) de dichlorométhane pendant plus de 2 générations aucun effet sur les paramètres de reproduction (Nitschke et coll., 1988b).

D'une façon générale, on n'a pas observé d'incidences sur le comportement à des concentrations inférieures à environ 500 p.p.m. (1 735 mg/m³) chez le rat. On a relevé, chez plusieurs espèces d'animaux exposés à de faibles concentrations de dichlorométhane, des effets sur les enzymes et les neurotransmetteurs du cerveau. Cependant, en l'absence d'effets fonctionnels ou pathologiques cernés, l'importance de ces observations n'est pas claire (Savolainen et coll., 1981, dans ATSDR, 1991; Mattsson et coll., 1990; Briving et coll., 1986; Karlsson et coll., 1987; Rosengren et coll., 1986; Bornschein et coll., 1980).

2.5.2 Humains

Dans les cas d'empoisonnement au dichlorométhane, on a observé une prédominance des effets sur le système nerveux central (Rioux et Meyers, 1988). Au cours d'études à court terme portant sur des bénévoles exposés de façon répétée à une concentration (maximale) de 500 p.p.m. (1 735 mg/m³) pour des périodes allant jusqu'à 5 semaines, on n'a observé aucun effet sur le comportement (Stewart et coll., 1973, dans Brandt et Okamoto, 1988).

Plusieurs études épidémiologiques ont examiné le potentiel cancérogène du dichlorométhane chez des populations de travailleurs, la plus importante ayant eu lieu auprès d'une cohorte de travailleurs exposés à du dichlorométhane à la société Eastman Kodak de Rochester (Hearne et coll., 1990).

On a évalué l'exposition des travailleurs de cette cohorte d'après les résultats de prélèvements d'air et les dossiers d'emploi pour la période s'échelonnant de 1944 à 1988. C'est ainsi qu'on a estimé le degré d'exposition d'environ 160 codes d'emploi provenant de plus de 1 200 prélèvements dans des zones de secteur et de 900 prélèvements dans des zones propres à une occupation donnée pendant des postes complets, le tout sur une période de 40 ans. De même, on a puisé aux dossiers du personnel des renseignements sur 4 300 tâches professionnelles et on a mis au point un indice d'exposition professionnelle. On a ensuite comparé la mortalité de la cohorte à celle de la population générale masculine dans le nord de l'État de New York et aux travailleurs masculins de Kodak qui n'avaient pas été exposés au dichlorométhane.

On a relevé des expositions concomitantes. Les auteurs ont estimé que le rapport dichlorométhane: 1,2-dichloropropane: 1,2-dichloroéthane s'établissait en général à 17:2:1; toutefois, les concentrations de ces divers composés près de certaines machines étaient égales. Les travailleurs ont également été exposés régulièrement (à des concentrations moindres) à du méthanol, de l'éthanol, de l'isopropanol, du butanol, du 2-méthoxyéthanol et du cyclohexane.

Le suivi a pour ainsi dire été complet (99%). L'usage de la cigarette a été le principal facteur confondant de l'incidence des carcinomes du poumon et de la cardiopathie ischémique. D'après les données sur l'usage du tabac, disponibles pour environ 75% des sujets et provenant des dossiers médicaux et d'une enquête postale menée en 1986, la proportion des membres de la cohorte qui faisaient usage de produits du tabac était semblable à celle observée pour la population en général et pour les autres employés de Kodak (Hearne et coll., 1990). La mortalité globale entre 1964 et 1988 (n = 238) a diminué de façon marquée par rapport à celle des populations témoins. En comparant la cohorte à la population en général et au groupe repère du secteur d'activité, on a relevé des déficits non significatifs des rapports observés:prévus de cas de cancer du poumon, de cancer du foie et de cardiopathie ischémique. L'étude avait 90% de probabilité de déceler des risques relatifs de 1,7 et 1,3 pour le cancer du poumon et la cardiopathie ischémique respectivement. Cependant, elle n'a pas été suffisante pour déceler l'incidence du cancer du foie (probabilité de 80% de dégager un risque relatif de 5,4). Les décès attribuables à d'autres néoplasmes malins (du système digestif et des tissus génito-urinaires, lymphatiques et hématopoïétiques) ont été inférieurs (non significatifs) aux prévisions, d'après les données observées chez les deux populations témoins.

Dans une étude chronologique auprès d'une cohorte effectuée chez Dow Chemical, on a comparé la mortalité des travailleurs exposés au dichlorométhane (ainsi qu'au méthanol et à l'acétone) à celle de la population du comté de York, en Caroline du Sud, où demeuraient 95% des membres de la cohorte (Ott et coll., 1983a, 1983b; Lanes et coll., 1990). Il y a eu surmortalité attribuable au cancer de la cavité orale et du pharynx (observé:prévu = 2:0,87), du foie et du tractus biliaire (observé:prévu = 4:0,70) et à des mélanomes (observé:prévu = 2:0,88). On a observé un déficit de la mortalité attribuable au cancer de l'appareil respiratoire, des seins et du pancréas. Il faut toutefois souligner que ce n'est qu'à travers l'index national des décès et les registres de la Social Security Administration qu'on a pu connaître les statistiques de vie de la cohorte, qui a peut-être été sous-estimé de 10% à 20%.

On a observé une augmentation importante des cancers du sein et de l'appareil gynécologique chez une petite cohorte d'hommes et de femmes travaillant dans une fabrique de lampes, sans toutefois connaître le niveau d'utilisation du dichlorométhane (et du trichloroéthylène) et d'exposition à cette substance (Shannon et coll., 1988). D'après une étude chronologique de cohortes à une usine de Dow Chemical, on n'a observé aucune surmortalité dans l'ensemble ni de surmortalité qui serait attribuable au cancer chez les travailleurs exposés à du dichlorométhane et à d'autres produits chimiques (Olsen et coll., 1989).

Lors d'une étude de cas témoins dans une fabrique de produits chimiques, on n'a observé aucune association entre l'exposition au dichlorométhane et des cancers du foie et du tractus biliaire (Bond et coll., 1990, dans MRI, 1991). D'après les résultats d'une étude restreinte de cas témoins (Osorio et coll., 1986, dans MRI, 1991) de femmes cosmétologues, on a conclu que le nombre excessif de cancers du poumon observés s'expliquait par l'usage de la cigarette.

2.5.3 Écotoxicologie

La toxicité aiguë et chronique du dichlorométhane chez les espèces aquatiques a fait l'objet de nombreuses études. Seules quelques-unes ont porté sur les effets du dichlorométhane à l'égard du biote terrestre. Les paragraphes qui suivent portent sur les études dont les résultats à l'égard des espèces sensibles au dichlorométhane sont de qualité suffisante. La figure 1 présente les niveaux de dichlorométhane qui provoquent des effets nuisibles chez les biotes aquatiques.

La concentration minimale de dichlorométhane avec effet nocif a été celle chez le nématode ubiquiste libre d'eau douce (Panagrellus redivivus). En effet, une exposition chronique (4 jours) à 0,9 µg/L a inhibé la mue à partir du quatrième stade larvaire (M) jusqu'au stade adulte, réduisant de façon marquée la population adulte. Des mutations létales du gène B7 lié au chromosome X se sont également produites à des concentrations aussi faibles que 0,849 µg/L (Samoiloff et coll., 1980; Samoiloff, 1992).

La CL₅₀ -48 h la plus faible chez les autres espèces invertébrées s'est établie à 27 mg/L pour Daphnia magna à son premier stade larvaire (McCarty, 1979). Chez D. magna et le Bouc de Varech (Palaemonetes pugio), les CL₅₀ -48 h se sont établies à 220 et 108,5 mg/L respectivement (LeBlanc, 1980; Burton et Fisher, 1990).

La CE₅₀-96 h chez la tête-de-boule (Pimephalas promelas) adulte exposée à du dichlorométhane dans un système à débit continu a été de 99,0 mg/L (affaiblissement de la capacité natatoire); la CL₅₀-96 h a été de 193,0 mg/L (Alexander et coll., 1978). Dans d'autres études sur la tête-de-boule, le crapet à oreilles bleues (Lepomis macrochirus) et le poisson marin sheepshead minnow (Cyprinodon variegatus),les CL₅₀-96 h ont varié de 220 à 502 mg/L (Buccafusco et coll., 1981; Heitmuller et coll., 1981; Geiger et coll., 1986; Dill et coll., 1987). On a rapporté une CL₅₀-48 h de 97,0 mg/L pour le cyprinodonte (Fundulus heteroclitus) [Burton et Fisher, 1990], tandis que la concentration sans effet observé (CSEO) sur 96 heures pour le sheepshead minnow (Cyprinodon variegatus) a été de 130 mg/L (Heitmuller et coll., 1981). Dans une étude de toxicité du cycle de vie partiel (du stade embryonnaire au stade larvaire) chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), la CL₅₀ a été de 13,2mg/L et la concentration minimale avec effet observé (CMEO) déclenchant des effets tératogènes s'est établie à 5,5 mg/L (Black et coll., 1982).

Lors d'une étude de toxicité du cycle de vie partiel (du stade embryonnaire au stade larvaire) de la grenouille (Rana temporaria), on a rapporté une CL₅₀ de 16,9 mg/L (Black et coll., 1982). Chez d'autres espèces de la grenouille, du crapaud et de la salamandre, les CL₅₀ des stades embryonnaires/larvaires ont varié de 17,8 à > 48 mg/L (Birge et coll., 1980; Black et coll., 1982). On a rapporté pour R. catesbeiana et R. temporaria des CMEO (CL₁₀) de 981 µg/L et de 822 µg/L respectivement (Birge et coll., 1980; Black et coll., 1982).

Les quelques études relevées sur les effets du dichlorométhane sur les plantes aquatiques ont été jugées insatisfaisantes.

Le dichlorométhane a inhibé l'activité enzymatique (ß-glucosidase, ß-acétylglucosaminidase, phosphatase et phosphodiestérase) chez les microbes du sol à une concentration de 10 µg/g (poids sec) et a diminué la teneur en ATP du sol de 80 à 85% (Kanazawa et Filip, 1986, 1987). Le dichlorométhane a inhibé la production de ^CO2 dans les sédiments d'eau douce en présence d'une CE₅₀-7 j rapportée de 11,7 µL/g poids humide [p.h.] (15,6 mg/g) [Trevors, 1985]. La production du gaz a été inhibée dans les réacteurs à boues anaérobies à des niveaux aussi faibles que 2,5 mg/L (Stuckey et coll., 1980). Toutefois, les taux métaboliques dans les boues exposées à du dichlorométhane pendant 1 à 2 semaines n'ont pas diminué par rapport à ceux des boues non exposées (Klecka, 1982).

Bien que le dichlorométhane ne soit pas enregistré comme un pesticide au Canada, on l'a utilisé efficacement comme insecticide fumigant dans d'autres pays. Les DL₅₀-24 h se sont établies à 129,9 et 81,28 mg/L dans le cas de la fumigation de Sitophilus oryzae et de Trilobolium castaneum respectivement (Rajendran et Mathu, 1981).

Les données sur la toxicité du dichlorométhane chez les oiseaux sont restreintes à deux études sur des embryons de poulet. Lors d'une de ces études, la DL₅₀ a été de 14,1 mg/oeuf à la suite de l'injection de dichlorométhane, dissous dans l'éthanol, dans le jaune d'oeufs de poules white Leghorn (Verrett et coll., 1980). De même, Elovaara et ses collaborateurs (1979) ont signalé que la DL₅₀ à la suite d'une injection de dichlorométhane (dissous dans l'huile d'olive) dans la chambre à air d'oeufs de poules White Leghorn a été supérieure à 100 µmol/oeuf (> 8,5 mg dichlorométhane/oeuf). Il n'y a eu aucune indication de tératogénicité dans l'une ou l'autre des études (Verrett et coll., 1980; Elovaara et coll., 1979).

Les renseignements sur les effets du dichlorométhane sur les plantes terrestres sont restreints à trois études sur la germination de semences. L'immersion de semences d'avoine et de chénopode blanc pendant 24 heures dans du dichlorométhane a inhibé la germination des graines (Brewer et Wilson, 1975). Les semences de soya n'ont pas été altérées par une immersion dans du dichlorométhane pendant 5 heures (Ellis et coll., 1976, 1977). Toutefois, la germination des semences s'est accrue dans le cas des graines de la laitue Grand Rapids, catégorie sensible à la lumière, à la suite d'une immersion dans le dichlorométhane pendant une période de 10 minutes à 12 heures (Rao et coll., 1976).