Trichloroéthylène - LSIP1

3.0 Évaluation de la «toxicité» au sens de la LCPE

3.1 Alinéa 11a) - L'environnement

Le trichloroéthylène n'est pas produit au Canada, mais il y est importé. Il est surtout utilisé comme solvant de nettoyage et de dégraissage dans les industries de nettoyage des métaux. À cause de sa volatilité et du pouvoir de dispersion résultant de cette utilisation, le trichloroéthylène entre dans l'environnement canadien la plupart du temps sous forme d'émissions atmosphériques (1,4 kt/année). Parmi les rejets de faible importance dans l'environnement, notons les rejets d'effluents liquides dans les eaux de surface, le lessivage à partir de réservoirs d'entreposage et de décharges vers le sol et les eaux souterraines et enfin les émissions atmosphériques provenant des activités de nettoyage à sec et d'incinération. On a également noté des déversements accidentels de trichloroéthylène dans l'environnement canadien. On a mesuré le trichloroéthylène dans l'air partout au Canada ainsi que dans les eaux de surface des Grands Lacs et des voies interlacustres. Une contamination des eaux souterraines s'est produite dans plusieurs provinces, principalement en association avec des décharges de déchets dangereux et des sites industriels.

La truite de ruisseau (Salvelinus fontinalis) et la puce d'eau (Daphnia pulex) comptent parmi les espèces aquatiques testées les plus sensibles à la suite d'une exposition chronique et aiguë au trichloroéthylène. Dans le cas de la truite de ruisseau, la concentration minimale avec effet observé (CMEO) de 120 jours entraînant une diminution du poids des poissons survivant après la remonte ainsi que du poids des fretins est de 0,21 µg/L. Dans le cas de Daphnia pulex, l'exposition pendant plusieurs jours à une concentration de 1,0 à 1,5 µg/L de trichloroéthylène a fait baisser jusqu'à 70 % la population présente dans un étang naturel. Si l'on divise la CMEO chronique de la truite de ruisseau par un facteur de 10 pour tenir compte des différences de sensibilité interspécifique et pour extrapoler sur le terrain les résultats obtenus en laboratoire, on obtient un seuil d'effet estimé de 21 µg/L dans le cas des espèces aquatiques. Des effets sur le reste du biote (poissons, invertébrés aquatiques, algues et bactéries, etc.) ont été observés à des concentrations non supérieures à deux ordres de grandeur de ce seuil d'effet estimé. Bien que les niveaux mesurés à plusieurs endroits situés à proximité de sources industrielles dépassent le seuil d'effet estimé, les concentrations de trichloroéthylène dans les eaux de surface canadiennes étaient en général plus faibles que ce seuil, habituellement par plus d'un ordre de grandeur.

À plusieurs endroits au Canada, les concentrations de trichloroéthylène qui ont été mesurées dans les eaux souterraines étaient beaucoup plus élevées que celles des eaux de surface. Étant donné que les sources de contamination comprennent les installations de dégraissage du métal ou les décharges, pour lesquelles des sites du même genre existent un peu partout au Canada, il est vraisemblable de croire que la contamination des eaux souterraines par le trichloroéthylène est étendue. Les eaux souterraines font partie d'un cycle hydrologique intégré qui permet de réalimenter les eaux de surface tout en assurant une source d'eau pour les écosystèmes et la faune aquatiques. Les concentrations de trichloroéthylène décelées dans un étang près d'un site industriel (47,7 et 55,4 µg/L, causées par une réalimentation des eaux de surface à partir des eaux souterraines et un ruissellement de surface) dépassent le seuil d'effet estimé pour les espèces aquatiques (21 µg/L), laissant croire que des effets nuisibles pourraient affecter le biote aquatique à cet endroit ou à des endroits du même genre qui existeraient ailleurs au Canada.

D'après des études sur des rongeurs de laboratoire (qui sont résumées à la section 2.5.1), on a pu calculer un seuil d'effet pour la faune. Dans de nombreuses investigations de la toxicité subchronique chez les rongeurs, on a constamment rapporté des effets sur le foie. On a relevé une augmentation du poids relatif du foie chez des souris ayant reçu par gavage des doses aussi faibles que 100 µg/kg p.c./jour pendant 6 semaines (Buben et O'Flaherty, 1985). Bien qu'on ait relevé des effets immunologiques à des doses moins importantes (Sanders et coll., 1982 entre autres), ces effets n'ont pas fait l'objet d'une investigation poussée ni d'un relevé constant.

Le vison (Mustela vison) est l'espèce modèle qui a été retenue pour estimer l'exposition des animaux sauvages. Cette espèce est un carnivore opportuniste dont le régime peut, selon la saison, être composé jusqu'à 100 % d'organismes aquatiques. Selon les données présentées au tableau 1, le pire cas d'exposition du vison qui ait été estimé est de 330 µg/kg p.c./jour si l'on se fie aux plus hauts niveaux enregistrés dans l'air et dans l'eau au Canada. Cette exposition est de trois ordres de grandeur plus élevé que celle qu'on a estimée dans un environnement rural (concentration maximale dans l'air à Walpole Island, en Ontario, de 0,46 mg/m³, et concentration maximale dans le lac Sainte-Claire de 0,036 µg/L). Si l'on suppose une dose minimale avec effet observé (DMEO) de 100 µg/kg p.c./jour que l'on divise par un facteur de 10 pour extrapoler sur le terrain les données obtenues en laboratoire, le seuil d'effets estimé se situe à 10 µg/kg p.c./jour. Le degré d'exposition estimé d'après le pire scénario est 30 fois moins important que ce seuil d'effet estimé, tandis que celui qui repose sur un scénario plus réaliste d'exposition rurale (0,38 µg/kg p.c./jour) est 26 000 fois plus faible que celui du seuil d'effet estimé. Par conséquent, on ne prévoit pas que le trichloroéthylène aura des effets nocifs sur les mammifères sauvages. Aucune donnée ne permet d'évaluer les effets de cette substance sur les oiseaux.

Tableau 1 Estimation de l'exposition journalière totale du vison au trichloroéthylène près du fleuve Saint-Laurent dans le sud du Québec

Voie d'exposition	Niveaux dans   l'environnementa	Taux de consommation journalière (par kg-p.c.)b	Dose journalière (µg/kg.p.c./jour)
Air	19,98 µg/m3	0,55 m3/jour	11
Eau de surface	90 µg/L	0,1 L/jour	9
Biote	2 mg/g	155 g/jour	310
Total			330

1. Le niveau dans l'air est le niveau maximal mesuré à Montréal, au Québec, en 1990; le niveau dans l'eau de surface est le niveau maximal mesuré dans le fleuve Saint-Laurent en 1985; le niveau dans le poisson est celui prévu d'après un coefficient de partage octanol/eau calculé à l'aide de l'équation de Veith et ses collaborateurs (1979) et de la concentration dans l'eau donnée ci-dessus.
2. Le taux d'inhalation provient de Stahl (1967); le taux dans l'eau potable provient de Calder et Braun (1983); le taux d'ingestion provient de Nagy (1987) et suppose un régime composé à 75 % de poisson.

En Allemagne et en Finlande, on a relevé des effets phytotoxiques des chloroéthylènes, y compris du trichloroéthylène, dans des forêts à des élévations recevant un fort rayonnement ultraviolet de l'ensoleillement naturel (c'est-à-dire, les montagnes). Parmi les effets observés, notons une chlorose, une nécrose et une perte prématurée des aiguilles. Ces effets se sont produits à des concentrations environnementales de 0,2 à 1,1 mg/m³ de trichloroéthylène en Allemagne, concentrations qui sont comparables à celles qui sont mesurées dans l'air au Canada. En laboratoire, on a observé que l'épinette (Picea abies) était sensible à une exposition au trichloroéthylène et qu'elle subissait des pertes importantes des pigments photosynthétiques chlorophylle-a et b-carotène, à la suite d'une exposition à des concentrations aussi faibles que 10,8 mg/m³ pendant 5 heures avec rayonnement simultané. Sur le terrain, les diminutions des pigments photosynthétiques seraient vraisemblablement associées à une capacité réduite de photosynthèse et, à la longue, à une croissance réduite de l'arbre (Frank et Frank, 1986a). Si l'on divise le niveau des effets en laboratoire (10,8 mg/m³) par un facteur de 10 pour tenir compte des différences de sensibilité interspécifique et pour extrapoler sur le terrain les résultats obtenus à la suite d'une étude en laboratoire, on obtient un seuil d'effet estimé de 1,08 mg/m³. Ce seuil est semblable aux concentrations de trichloroéthylène dans l'air à un emplacement rural et est à peu près égal aux concentrations de prélèvements composites d'air de 24 heures effectués dans plusieurs villes au Canada, prélèvements qui se sont étalés en moyenne sur des périodes variant de 1 mois à un 1 an; ce seuil est environ de 2 à 20 fois plus faible que les concentrations maximales de trichloroéthylène relevées à Montréal, Toronto, Winnipeg, Calgary et Vancouver. De plus, on a effectué une étude sur le terrain dans laquelle l'exposition simultanée d'une épinette de Serbie (Picea omorica) à du trichloroéthylène (4,6 mg/m³) et à du tétrachloroéthylène (11,8 mg/m³) a entraîné une chlorose, une nécrose et une perte prématurée des aiguilles exposées au soleil. Les effets toxiques sur un charme arbustif (Carpinus betulus) situé sous le vent tout près de l'épinette ont été semblables. À des concentrations du même ordre, le trichloroéthylène et le tétrachloroéthylène ont donné lieu à des réactions d'une ampleur comparable lors d'une étude en laboratoire. Par conséquent, on peut attribuer d'une manière proportionnelle au trichloroéthylène et au tétrachloroéthylène les effets démontrés sur le terrain.

Par conséquent, d'après les données dont on dispose, le trichloroéthylène entre en quantité importante dans l'environnement canadien mais n'entraîne pas de concentrations qui, de manière générale, auraient des effets néfastes sur le biote aquatique ou sur la faune terrestre. Cependant, la contamination des eaux de surface alimentées par des eaux souterraines au Canada pourrait être importante, surtout là où l'élimination du trichloroéthylène n'est pas convenable. Les données limitées dont on dispose indiquent que les concentrations de trichloroéthylène dans l'atmosphère pourraient être suffisantes pour avoir des effets nocifs sur les plantes terrestres, en particulier les arbres, au Canada, plus spécialement en région urbaine. On a conclu que le trichloroéthylène a le potentiel pour causer des dommages à l'environnement.

3.2 Alinéa 11b) - L'environnement dont dépend la vie humaine

La demi-vie troposphérique du trichloroéthylène au Canada est inférieure à 6 mois et les produits de sa dégradation halogénée sont de courte durée (Colborn, 1990; Bunce, 1992). Comme ces produits de dégradation sont également solubles dans l'eau, ils s'élimineront rapidement par précipitation. On estime à plus de 5 ans le temps de migration du trichloroéthylène (Rowland, 1990), ce qui veut dire que seules des quantités minimes de trichloroéthylène atteindront la stratosphère. Il est donc peu probable que le trichloroéthylène contribue à la destruction de l'ozone stratosphérique (OMS, 1985; Bunce, 1992). Comme le trichloroéthylène absorbe le rayonnement dans la région de l'infrarouge, il a le potentiel d'être un «gaz à effet de serre»; toutefois, il est habituellement présent en faibles concentrations dans l'atmosphère et sa demi-vie est relativement brève. Il est donc probable que le trichloroéthylène ne contribue que légèrement au réchauffement de la planète. On considère le trichloroéthylène comme un précurseur mineur dans la production d'ozone troposphérique (Singh, 1976; Singh et coll., 1977; Tuazon et coll., 1988).

Par conséquent, d'après les données disponibles, on ne pense pas que le trichloroéthylène contribue à la détérioration de la couche d'ozone strato-sphérique, ni à la production d'ozone troposphérique, ni au réchauffement de la planète. On a conclu que le trichloroéthylène ne pénètre pas dans l'environnement en quantités ou dans des conditions susceptibles de mettre en danger l'environnement essentiel à la vie humaine.

3.3 Alinéa 11c) - La vie ou la santé humaine

Exposition de la population

Le tableau 2 présente la dose journalière estimée (sur la base du poids corporel) de trichloroéthylène pour divers groupes d'âge de la population en général au Canada, et les hypothèses sur lesquelles reposent ces estimations. On estime que pour divers groupes d'âge de la population en général du Canada la dose journalière totale de trichloroéthylène provenant de l'air ambiant et de l'air à l'intérieur de bâtiments, de l'eau potable et des aliments se situe entre 0,37 et 0,60 µg/kg p.c./jour. D'après les estimations présentées au tableau 2, l'air qui circule à l'intérieur des bâtiments représente clairement la principale source d'exposition de la population au trichloroéthylène, tandis que l'air ambiant, l'eau potable et les aliments interviennent dans une mesure réduite. Il faut cependant souligner qu'on n'a pas relevé d'enquêtes nationales présentant suffisamment de données sur les aliments consommés au Canada.

Tableau 2 Dose journalière moyenne estimée de trichloroéthylène absorbée par la population en général au Canada

Milieu	Dose estimée (µg/kg p.c./jour)
	0-0,5 an1	0,5-4 ans2	5-11 ans3	12-19 ans4	20-70 ans5
Air ambiant6	0,003-0,02	0,004-0,03	0,005-0,03	0,004-0,03	0,004-0,02
Air intérieur7	0,33	0,45	0,52	0,43	0,38
Eau potable8	0,02	0,01	0,007	0,005	0,004
Aliments9	0,02	0,02-0,04	0,01-0,04	0,006-0,02	0,004-0,01
Dose totale	0,37-0,39	0,48-0,53	0,54-0,60	0,45-0,49	0,39-0,41

1. En supposant un sujet pesant 7 kg, respirant 2 m³ d'air par jour et buvant 0,75 L d'eau par jour (DHM, 1992).
2. En supposant un sujet pesant 13 kg, respirant 5 m³ d'air par jour et buvant 0,8 L d'eau par jour (DHM, 1992).
3. En supposant un sujet pesant 27 kg, respirant 12 m³ d'air par jour et buvant 0,9 L d'eau par jour (DHM, 1992).
4. En supposant un sujet pesant 57 kg, respirant 21 m³ d'air par jour et buvant 1,3 L d'eau par jour (DHM, 1992).
5. En supposant un sujet pesant 70 kg, respirant 23 m³ d'air par jour et buvant 1,5 L d'eau par jour (DHM, 1992).
6. D'après l'éventail des concentrations moyennes de trichloroéthylène variant de 0,07 à 0,45 mg/m³ mesurées à 12 endroits au Canada (Dann, 1992) et une période estimée de 4 heures par jour passée à l'extérieur (DHM, 1992).
7. D'après la concentration moyenne de trichloroéthylène de 1,4 mg/m³ à l'intérieur de bâtiments, rapportée dans les résultats préliminaires de relevés d'environ 750 habitations situées dans 10 provinces au Canada [Otson et coll., 1992] (on a mesuré des niveaux moyens semblables de trichloroéthylène lors de 2 relevés de moindre importance effectués à Toronto (de 0,5 à 15,7 mg/m³) [Chan et coll., 1990; Bell et coll., 1991] et dans des relevés plus importants menés aux États-Unis (de 0,22 à 7,48 mg/m³) [Wallace et coll., 1991; EPA des É.-U., 1987; Pellizzari et coll., 1989; Shah et Singh, 1988]) et d'après une période estimée de 20 heures par jour à l'intérieur des habitations (DHM, 1992).
8. D'après une concentration de trichloroéthylène de 0,2 µg/L qui n'est pas dépassée dans la plupart des approvisionnements au Canada (Environnement Canada, 1989a, 1989b, 1989c; Nova Scotia Ministry of Health, 1991; ministère de l'Environnement du Québec, 1990; MEO, 1990; Kendall, 1990; Alberta Ministry of Environment, 1990).
9. D'après les concentrations de trichloroéthylène rapportées pour une diversité d'aliments aux États-Unis (Heikes, 1987; Daft, 1989; Heikes et Hopper, 1986; Entz et Hollifield, 1982; Entz et Diachenko, 1988; Ferrario et coll., 1985; Gossett et coll., 1983) et les habitudes de consommation quotidienne moyenne d'aliments par groupe d'âge (DHM, 1992). On n'a relevé aucune donnée quantitative sur les niveaux de trichloroéthylène dans le lait maternel au Canada ou ailleurs; on a donc supposé que les bébés consommaient des aliments préparés.

Note : Les données dont on disposait étaient insuffisantes pour permettre d'estimer l'apport provenant du sol.

Effets

Bien qu'on ait observé quelques excès du taux de mortalité attribuable à différents types de cancer dans quelques études épidémiologiques de populations de travailleurs exposés au trichloroéthylène, on n'a relevé aucun schéma uniforme convaincant.

On a examiné dans plusieurs études d'animaux de laboratoire le potentiel cancérogène du trichloroéthylène administré par inhalation ou par voie orale. Dans quelques-unes des études antérieures, le composé d'essai donné aux animaux renfermait des impuretés ou des stabilisateurs, comme de l'épichlorhydrine, qui ont provoqué l'apparition de tumeurs, surtout au point de contact; par conséquent, les résultats de ces études sont peu utiles pour évaluer toutes les indications de cancérogénicité du trichloroéthylène. Dans des études plus récentes au cours desquelles on a administré un composé sans époxy, on a pu constamment obtenir des indications convaincantes que les tumeurs du foie et du poumon chez la souris et les tumeurs testiculaires chez le rat étaient associées à une exposition au trichloroéthylène. De plus, on a relevé de légères augmentations de l'incidence de tumeurs rénales assez rares chez le rat mâle, à des doses toxiques pour le rein dans plusieurs études, sans avoir toujours observé un rapport exposition-réactions. Bien qu'on ait relevé à l'occasion une augmentation de l'incidence des tumeurs des autres organes chez des animaux de laboratoire exposés au trichloroéthylène, on n'a pas observé constamment de telles tumeurs et (ou) celles-ci pourraient s'expliquer par la présence de contaminants ou de stabilisateurs. Les résultats négatifs obtenus lors de plusieurs essais biologiques de faible importance s'expliquent sans aucun doute par la sensibilité réduite de ces études; toutefois, tous les essais biologiques effectués jusqu'à maintenant comportent des limites qui compliquent l'évaluation des indications de cancérogénicité du trichloroéthylène.

Le National Toxicology Program (NTP, 1990) et le National Cancer Institute (1976) ont relevé chez des souris mâles et femelles B6C3F₁ ayant subi une exposition chronique au trichloroéthylène par ingestion, une augmentation importante de l'incidence des tumeurs hépathocellulaires, bien qu'on n'ait pu établir avec certitude dans cette dernière étude la cancérogénicité du trichloroéthylène à cause de la présence d'épichlorhydrine. L'incidence d'«hépatomes» a augmenté chez les souris mâles Swiss exposées par inhalation au trichloroéthylène (Maltoni et coll., 1986, 1988), même si l'on n'a relevé aucune augmentation importante dans cette souche à la suite d'une ingestion de trichloroéthylène (Henschler et coll., 1984).

Si l'hépatocancérogenèse du trichloroéthylène chez la souris s'explique par une prolifération accrue des peroxysomes stimulée par le métabolite acide trichloro-acétique (qui survient dans une plus large mesure chez la souris que le rat) [section 2.5.1], et si l'acide trichloroacétique n'induit pas une telle prolifération dans les hépatocytes humains (selon une étude in vitro menée auprès d'un petit nombre d'individus), l'induction de tumeurs hépatiques chez la souris mais non chez le rat à la suite d'une exposition au trichloroéthylène s'explique vraisemblablement par une réaction spécifique à l'espèce, ce à quoi les humains sont beaucoup moins sensibles. De même, si elle est liée à d'autres mécanismes épigénétiques, comme des réactions de prolifération induites uniquement par des concentrations élevées (section 2.5.1), il se peut que les humains y soient moins sensibles.

On a relevé une incidence accrue des adénocarcinomes tubuleux du rein chez des rats mâles F344/N et Osborne-Mendel à la suite d'une administration de trichloroéthylène par gavage (NTP, 1988, 1990) et chez des rats Sprague-Dawley à la suite d'une exposition par inhalation (Maltoni et coll., 1986, 1988). Toutefois, les études effectuées par le National Toxicology Program ont été jugées insatisfaisantes pour évaluer le potentiel cancérogène du trichloroéthylène chez les rats à cause d'une survie réduite, d'une néphrotoxicité chimiquement induite ou de lacunes dans le déroulement de l'étude (qui ne sont pas liées aux diagnostics histopathologiques des lésions) [NTP, 1988, 1990]; dans les études de Maltoni et ses collaborateurs (1986, 1988), on n'a pas relevé l'importance sur le plan statistique de l'augmentation de l'incidence des tumeurs du rein. En outre, on a observé un rapport exposition-réactions au cours d'une étude portant sur des rats F344/N, pendant laquelle le nombre d'animaux ayant survécu jusqu'à la fin de l'étude était minime (NTP, 1990), mais non dans l'essai biologique des rats Osborne-Mendel, qui ont affiché un taux de survie supérieur (NTP, 1988). Il convient de souligner que ces faibles accroissements de l'incidence des tumeurs chez les rats mâles ont été observés uniquement à des doses suffisantes pour entraîner une néphropathie toxique (cytomégalie des cellules tubuleuses du rein), bien qu'on ait également observé une néphropathie, mais non des tumeurs du rein, chez des rats femelles et chez des souris mâles et femelles.

On a relevé une incidence accrue des tumeurs du poumon dans 3 souches de souris (B6C3F₁ , Swiss et ICR) à la suite d'une exposition par inhalation au trichloroéthylène et dans une étude faisant suite à une ingestion de cette substance. Maltoni et ses collaborateurs (1986, 1988) ont observé un rapport exposition-réactions entre des concentrations atmosphériques de trichloroéthylène et des adénomes et des adénomes et adénocarcinomes pulmonaires (combinés) chez des souris femelles B6C3F₁ , mais non chez les mâles. De même, Fukuda et ses collaborateurs (1983) ont signalé une augmentation importante de l'incidence des adénocarcinomes pulmonaires chez les souris femelles ICR exposées à du trichloroéthylène par inhalation; toutefois, le trichloroéthylène auquel les souris ont été exposées au cours de cette étude renfermait de l'épichlorhydrine, du benzène, du tétrachlorure de carbone et du 1,1,2-trichloroéthane, bien que les auteurs croient que ces impuretés étaient en trop faibles concentrations pour avoir entraîné un accroissement de l'incidence tumorale. Il semble que cette observation soit au moins en partie justifiée si l'on se fie au risque unitaire estimé de l'épichlorhydrine¹. De plus, lors d'une étude effectuée antérieurement par le National Cancer Institute (1976), l'incidence d'une combinaison d'adénomes et d'adénocarcinomes du poumon a augmenté chez les souris ayant reçu du trichloroéthylène par gavage; cependant, on a jugé que cette étude était inadéquate à cause de la présence d'épichlorhydrine dans le composé de l'essai, bien qu'on n'ait pas observé de tumeurs pulmonaires à la suite d'une administration d'épichlorhydrine par voie orale, composé qui avait entraîné l'apparition de tumeurs uniquement au point de contact. Bien que le mécanisme potentiel d'induction de tumeurs pulmonaires chez la souris exposée au trichloroéthylène (c'est-à-dire par métabolites réactifs dans les cellules de Clara qui risquent moins de se former chez les humains) justifie un examen plus poussé, les données à notre disposition ne sont pas suffisantes pour éliminer la possibilité que ces tumeurs se retrouvent également chez l'être humain.

L'incidence de tumeurs des cellules de Leydig dans les testicules a augmenté en fonction de l'exposition chez des rats Sprague-Dawley ayant inhalé du trichloroéthylène (Maltoni et coll., 1986, 1988). De même, on a relevé chez des rats Marshall à qui l'on avait administré du trichloroéthylène par gavage au cours de l'essai biologique de 2 ans effectué par le National Toxicology Program (NTP, 1988) une incidence accrue de tumeurs des cellules interstitielles des testicules. Bien qu'on ait jugé cette étude inadéquate pour déterminer le potentiel cancérogène du trichloroéthylène à cause d'une survie réduite, d'une toxicité chimiquement induite et de lacunes dans le déroulement de l'étude, ces insuffisances n'influent pas sur les diagnostics histopathologiques des lésions. On n'a relevé aucune donnée sur le mécanisme d'induction des tumeurs testiculaires chez le rat à la suite d'une exposition au trichloroéthylène.

Étant donné que l'incidence accrue des tumeurs hépatiques chez la souris semble être provoquée par un ou plusieurs mécanismes auxquels les humains seraient vraisemblablement moins sensibles et que la pertinence, chez les humains exposés à cette substance, de la faible augmentation du nombre de tumeurs rénales chez le rat mâle (à des doses qui ont entraîné des troubles rénaux) ne soit pas claire en ce moment, les résultats que l'on juge les plus appropriés pour évaluer l'ensemble des indications de cancérogénicité du trichloroéthylène chez les humains sont principale-ment les augmentations importantes du nombre de tumeurs pulmonaires chez la souris relevées par Maltoni et ses collaborateurs (1986, 1988) et par Fukuda et ses collaborateurs (1983), et les augmentations du nombre de tumeurs testiculaires chez le rat relevées par Maltoni et ses collaborateurs (1986, 1988) et par le National Toxicology Program (NTP, 1988). Bien qu'il subsiste certains doutes quant à la pertinence d'appliquer aux humains l'observation de tumeurs pulmonaires décelées chez les souris, d'après les renseignements qui existent sur le mécanisme possible d'induction de telles tumeurs chez cette espèce, il n'est pas possible de conclure pour l'instant que les tumeurs sont provoquées par un mécanisme qui n'affecterait pas les humains exposés à du trichloroéthylène. De plus, le trichloroéthylène semble avoir un faible pouvoir génotoxique pendant les essais in vitro et in vivo². Par conséquent, compte tenu du nombre suffisant d'indications de cancérogénicité chez 2 espèces d'animaux de laboratoire, le trichloroéthylène est classé dans le Groupe II (probablement cancérogène pour l'homme)³ d'après le schéma de classification mis au point pour déterminer la «toxicité» au sens de l'alinéa 11c) de la LCPE (DHM, 1992).

Pour de telles substances, lorsque les données le permettent, on compare la dose journalière totale estimée qui est absorbée par la population en général du Canada aux estimations quantitatives du potentiel cancérogène afin de caractériser le risque et d'orienter les autres mesures à prendre aux termes de la Loi. On a calculé le potentiel cancérogène (DT_0,05 ) du trichloroéthylène en fonction de l'incidence accrue des adénomes et adénocarcinomes pulmonaires chez la souris B6C3F₁ (avec et sans correction du nombre d'animaux vivants au moment de l'apparition de la première tumeur pulmonaire) [Maltoni et coll., 1986, 1988], des adénomes pulmonaires chez la souris ICR (Fukuda et coll., 1983) et des tumeurs testiculaires chez le rat Marshall (NTP, 1988) et le rat Sprague-Dawley (avec et sans correction du nombre d'animaux vivants au moment de l'apparition de la première tumeur des cellules de Leydig) [Maltoni et coll., 1986, 1988]. L'augmentation du nombre de tumeurs des cellules tubuleuses du rein observées chez les rats (NTP, 1988, 1990; Maltoni et coll., 1986, 1988) n'a pas été intégrée dans le calcul des estimations du potentiel cancérogène à cause des limites des études (par exemple, toxicité rénale et survie réduite), de l'absence d'un rapport dose-réactions à l'examen permettant de relever une augmentation importante de l'incidence de cette tumeur, et enfin de l'observation de faibles augmentations uniquement à des doses qui provoquaient des dommages au rein (NTP, 1988).

Lorsqu'on applique une modélisation à plusieurs étapes à ces données, que l'on pondère ensuite pour tenir compte d'une exposition continue, on estime que le potentiel cancérogène (DT_0,05 ) s'échelonne de 203 × 10³ à 597 × 10³ µg/kg p.c./jour. Les indices calculés d'exposition/potentiel à l'égard de l'éventail des doses journalières totales estimées de trichloroéthylène dans la population en général (de 0,37 × 0,60 µg/kg p.c./jour) varient de 0,62 × 10^-6 à 3,0 × 10^-6. Si l'on tient compte uniquement des effets potentiels sur la santé, on estime que la priorité de toute autre mesure (comme une analyse des diverses façons de diminuer l'exposition) serait de faible à modérée.

Bien qu'on ait mis au point des modèles pharmacocinétiques à base physiologique qui tiennent compte du pourcentage de trichloroéthylène métabolisé (EPA des É.-U., 1988; California Air Resources Board, 1990), on n'a pas intégré les données pharmacocinétiques dans l'estimation du potentiel cancérogène étant donné qu'on n'a pas pu relever de métabolites cancérogènes putatifs. De plus, comme la DT_0,05 se situe dans la gamme des données observables par expérience, on ne croit pas que l'intégration des renseignements sur la dose métabolisée modifie d'une façon appréciable les estimations rapportées dans le présent document à l'égard du potentiel cancérogène. L'incorporation d'un facteur de correction tenant compte de la différence entre la surface du corps du rongeur et celle de l'être humain n'a pas été jugée pertinente, car il est probable que le pouvoir cancérogène du trichloroéthylène s'explique par un métabolite plutôt que par un composé apparenté.

Il importe de tenir compte de plusieurs limitations au moment d'interpréter les estimations du potentiel cancérogène. Plus particulièrement, il convient de souligner que les animaux ayant participé aux études effectuées par Maltoni et ses collaborateurs (1986, 1988) ont été exposés à du trichloroéthylène pendant une période fixe (de 78 et 104 semaines respectivement dans le cas des souris et des rats) puis observés jusqu'à leur mort spontanée. Cette façon de procéder fait contraste avec celle employée pour les études qui ont habituellement pour but d'estimer quantitativement le potentiel cancérogène, et les valeurs calculées ici à l'égard du potentiel ne peuvent pas être comparées directement à celles qui sont calculées pour d'autres substances évaluées aux termes de la LCPE. De plus, le composé d'essai auquel des souris ont été exposées pendant l'étude de Fukuda et ses collaborateurs (1983) renfermait de faibles concentrations de contaminants. Dans l'essai biologique du National Toxicology Program (NTP, 1988), on a observé une toxicité chimiquement induite, une survie réduite et des lacunes dans le déroulement de l'étude (qui n'ont eu aucun rapport avec les diagnostics histopathologiques des lésions).

Étant donné que le trichloroéthylène a été classé parmi les substances "probablement cancérogène pour l'humain", on a conclu qu'il pouvait pénétrer dans l'environnement en quantités ou dans des conditions susceptibles de constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Cette approche est conforme à l'objectif selon lequel il y aurait lieu de réduire dans la mesure du possible l'exposition à des maétières toxiques non identifiables et elle élimine la nécessité d'établir arbitrairement un niveau de risque minimal pour déterminer la «toxicité» au sens de la LCPE.

3.4 Conclusion

D'après les données disponibles, on a conclu que le trichloroéthylène est présent à des concentrations pouvant être nocives pour l'environnement, et susceptibles de constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine. On a conclu que le trichloroéthylène est présent à des concentrations qui ne constituent pas un danger pour l'environnement essentiel à la vie humaine.

---

1. D'après l'estimation du risque unitaire excédentaire de cancer après inhalation de 1,2 × 10 (mg/m³ d'épichlorhydrine (calculée par l'Environmental Protection Agency des États-Unis [IRIS, 1992]), le risque éprouvé à la concentration la plus élevée au cours de cette étude est de 5,5 × 10^-4 ou 0,055 %, ce qui est très faible comparativement à l'incidence observée (24 %).

2. Dans une étude, on a observé des mutations somatiques chez des rats exposés par inhalation à de faibles concentrations (5 p.p.m. ou 27 mg/m³) pendant 6 heures (Kligerman et coll., 1992).

3. Si on obtient des renseignements supplémentaires sur les mécanismes d'induction des tumeurs du poumon chez les souris et des tumeurs testiculaires chez les rats et que ces renseignements indiquent que ces tumeurs peuvent ne pas être pertinentes à l'évaluation des risques que présente le trichloroéthylène pour les êtres humains, il est recommandé de réévaluer la classification de cette substance en tant que substance «probablement cancérogène pour les êtres humains».