Évaluation préalable pour le Défi concernant

Archivée

Cette page Web a été archivée dans le Web.

2-Nitrotoluène

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
88-72-2

Environnement Canada
Santé Canada

Juillet 2010

(Version PDF - 406 Ko)

1. Sommaire
2. Introduction
3. Identité de la substance
4. Propriété physiques et chimiques
5. Sources
6. Utilisations
7. Rejets dans l'environnement
8. Devenir dans l'environnement
9. Persistance et potentiel de bioaccumulation
10. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
11. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine au Canada
12. Conclusion
13. Références
14. Annexe 1 : Résumé des données relatives aux effets du 2–nitrotoluène sur la santé

Sommaire

En application de 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 du 2-nitrotoluène, dont le numéro de registre du Chemical Abtracts Service est 88-72-2. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard de cette substance durant la catégorisation visant la Liste intérieure dans le cadre du Défi. Le 2-nitrotoluène présente un risque d’exposition intermédiaire pour les particuliers au Canada et il a été classé par d’autres organismes en fonction de sa cancérogénicité et de sa génotoxicité. Cette substance répond aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance, mais elle ne répond pas à ceux de la bioaccumulation ou de la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Bien qu’une évaluation des risques pour l’environnement ait été préparée, la présente évaluation du 2-nitrotoluène est axée sur les risques pour la santé humaine.

Le 2-nitrotoluène n’est pas présent à l’état naturel dans l’environnement. Il s’agit d’une substance organique qui est utilisée principalement comme produit intermédiaire dans diverses industries au Canada et ailleurs dans le monde. Selon les renseignements obtenus en application de l’article 71 de la LCPE (1999), la quantité totale de 2-nitrotoluène importée et utilisée au Canada en 2006 variait de 100 à 1 000 kg. Aucune fabrication de cette substance n’a été signalée au pays. La population générale ne sera vraisemblablement pas exposée au 2-nitrotoluène puisque cette substance est utilisée dans le secteur industriel. Seule l’industrie des explosifs l’utilise au Canada et les produits qui y sont associés ne sont pas destinés à l’ensemble de la population.

On s’attend à ce que l’exposition de la population générale au 2-nitrotoluène présent dans les milieux naturels (air, eau potable et sol) soit négligeable. Il ne devrait pas non plus être présent dans les aliments et les boissons. Selon les renseignements obtenus sur les utilisations actuelles du 2-nitrotoluène, l’exposition de l’ensemble de la population à cette substance devrait être négligeable.

Comme le 2-nitrotoluène a été classé par d’autres organismes nationaux et internationaux en fonction de sa cancérogénicité, la présente évaluation préalable porte principalement sur cette caractéristique. Une incidence accrue de tumeurs a été observée dans de nombreux tissus, notamment les tissus mésothéliaux (tunique vaginale des testicules, épididyme, paroi abdominale ou surface des organes abdominaux) la peau (hypoderme), les glandes mammaires, le foie et les poumons, chez des rats exposés au 2-nitrotoluène par voie alimentaire. Des tumeurs ont aussi été observées dans le système circulatoire, le gros intestin et le foie de souris exposées également par voie alimentaire. Divers essais in vivo et in vitro ont révélé que cette substance était génotoxique; elle s’est particulièrement avérée clastogène pour les lymphocytes périphériques humains et a entraîné la formation d’adduits d’acide désoxyribonucléique (ADN) chez les rongeurs exposés. Bien que le mode d’induction des tumeurs n’ait pas été complètement élucidé, on peut présumer, en se fondant sur la génotoxicité du 2-nitrotoluène, que les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d’une interaction directe avec le matériel génétique.

L’exposition au 2-nitrotoluène a aussi été associée à des effets autres que le cancer chez des animaux de laboratoire, notamment des effets sur le développement, le système reproducteur, les poumons, le foie, la rate, la moelle osseuse et le système hématopoïétique. Les marges d’exposition n’ont pas été calculées dans cette évaluation pour les effets autres que le cancer, car ces effets sont survenus à des doses ayant provoqué l’apparition de tumeurs et que l’exposition de l’ensemble de la population canadienne au 2-nitrotoluène par l’entremise des milieux naturels ou des produits de consommation devrait être négligeable d’après les renseignements disponibles.

Compte tenu de la cancérogénicité possible du 2-nitrotoluène, pour lequel il pourrait exister une possibilité d'effets nocifs quel que soit le niveau d'exposition, il est conclu que cette substance est considérée comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

D’après les données empiriques disponibles, lesquelles proviennent de modèles, le 2-nitrotoluène devrait être persistant dans l’air, l’eau, le sol et les sédiments, mais il ne devrait pas se bioaccumuler dans l’environnement. Cette substance répond donc aux critères de la persistance, mais ne répond pas à ceux de la bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. En outre, les données empiriques disponibles indiquent que cette substance représente un risque modéré pour les organismes aquatiques. Selon une comparaison de la concentration estimée sans effet toxique et de la concentration estimée raisonnable de la pire exposition dans l'environnement, on considère qu'il est peu probable que le 2-nitrotoluène ait des effets écologiques nocifs au Canada.

À la lumière des renseignements disponibles, on peut conclure que le 2-nitrotoluène ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à concentration ou dans des conditions de nature à avoir ou pouvoir avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur sa diversité biologique, ou à mettre ou pouvoir en danger l'environnement essentiel pour la vie.

D'après les renseignements disponibles, il est conclu que le 2-nitrotoluène satisfait à au moins un des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

Cette substance s’inscrira dans la mise à jour de l’inventaire de la Liste intérieure. 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 définies à l’étape de la gestion des risques.

Haut de page

Introduction

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 la catégorisation énoncés dans la Loi, 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 et/ou
• 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), qui exigeait de l'industrie et des autres intervenants de fournir, dans des délais précis, des renseignements spécifiques qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, à préciser et à élaborer des bonnes pratiques en gestion des risques et en intendance des produits des substances jugées hautement prioritaires.

Une priorité élevée a été donnée à l'évaluation du risque que comporte le 2–nitrotoluène pour la santé humaine étant donné qu'on a déterminé que la substance présente un risque d'exposition intermédiaire (REI) pour les Canadiens et qu'elle a été classée par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité et de sa génotoxicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 31 janvier 2009 (Canada, 2009). En même temps a été publié le profil de cette substance, qui présentait l'information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

Même si l'évaluation des risques que présente le 2–nitrotoluène pour la santé humaine a été jugée hautement prioritaire et malgré le fait que cette substance réponde aux critères écologiques de la catégorisation pour la persistance, le 2–nitrotoluène ne répond pas aux critères pour le potentiel de bioaccumulation ou la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Par conséquent, la présente évaluation est axée principalement sur les renseignements utiles à l'évaluation des risques pour la santé humaine.

Les évaluations préalables mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de l'article 64 de la LCPE (1999). Les évaluations préalables examinent des renseignements scientifiques et tirent des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.^[1]

La présente évaluation préalable finale prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations de la substance en question et l'exposition à celle-ci, y compris l'information supplémentaire fournie dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en mai 2009 (sections du document concernant l'exposition et les effets sur la santé humaine ainsi que l'environnement). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique. Il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. L'évaluation des risques pour la santé humaine comprend la prise en compte des données utiles à l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et de l'information sur les dangers et les risques pour la santé (principalement d'après les évaluations s'appuyant sur la méthode du poids de la preuve effectuées par d'autres organismes, lesquelles qui ont servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations 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. L'évaluation préalable finale 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.

La présente 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 exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude externe consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les parties 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 M. Michael Dourson (TERA), M. John Christopher (California Office of Environmental Health Hazard Assessment) et M. Michael Jayjock (The LifeLine Group).

De plus, la version provisoire de la présente évaluation préalable a fait l'objet d'une consultation publique 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 des risques. Les méthodes utilisées dans les évaluations préalables du Défi ont été examinées par un Groupe consultatif du Défi indépendant.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

Haut de page

Identité de la substance

Aux fins du présent document, la substance est désignée par l'une de ses appellations communes, le « 2–nitrotoluène ». Les renseignements liés au 2–nitrotoluène sont présentés dans le tableau 1.

Tableau 1. Identité de la substance

Haut de page

Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les propriétés physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) du 2–nitrotoluène qui se rapportent à son devenir dans l'environnement.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du 2–nitrotoluène

Haut de page

Sources

Le 2–nitrotoluène est une substance anthropique qui n'est pas présente de manière naturelle dans l'environnement (CIRC, 1996). Il est obtenu par nitration du toluène avec des acides mixtes au cours d'un procédé continu ou discontinu (CIRC, 1996; Dugal, 2005). Le produit d'un procédé discontinu classique est un mélange contenant entre 55 et 60 % de 2–nitrotoluène, entre 3 et 4 % de 3-nitrotoluène et entre 35 et 40 % de 4-nitrotoluène (Dugal, 2005). Le 2–nitrotoluène est également un produit de dégradation du dinitrotoluène ou du trinitrotoluène (TNT), et il peut être rejeté dans l'environnement par les installations qui fabriquent ces produits chimiques (NTP, 2008). Le 2–nitrotoluène a également été détecté dans la fumée de cigarette sans filtre à hauteur de 21,4 ng/cigarette (Hoffmann et Rathkamp, 1970). Toutefois, aucune autre étude ne fait état de la présence de cette substance dans la fumée de cigarette.

D'après les renseignements transmis conformément à l'article 71 de la LCPE (1999), de 100 à 1 000 kg de 2-nitrotoluène ont été importés au Canada en 2006. Cette substance n'est pas fabriquée au Canada (Environnement Canada, 2009a).

Des données antérieures provenant de la Liste intérieure des substances (1984-1986) indiquent que la quantité totale de 2–nitrotoluène importé, fabriqué ou proposé sur le marché canadien au cours de l'année 1986 se situait entre 10 et 100 millions de kilogrammes (Environnement Canada, 1988). La production et l'importation de cette substance au Canada ont largement diminué depuis les années 1980. À l'étranger, l'Organisation de coopération et de développement économique (OCDE, 1994) et l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA, 1986-2002) considèrent le 2–nitrotoluène comme étant une substance chimique produite en grande quantité. Les données montrent que l'Europe occidentale a utilisé un total de 87 344 560 kg de 2-nitrotoluène en 2000 (EURAR, 2008). Les tendances récentes indiquent une diminution générale de l'utilisation de cette substance en Europe (EURAR, 2008).

Haut de page

Utilisations

Selon les réponses obtenues en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) et les réponses au questionnaire du Défi (Environnement Canada, 2009a), entre 100 et 1 000 kg de 2–nitrotoluène ont été utilisés au Canada en 2006. La majeure partie a servi à fabriquer des explosifs (Environnement Canada, 2009a). Les utilisations du 2–nitrotoluène au Canada se limiteraient aux applications industrielles.

L'utilisation du 2–nitrotoluène pour l'obtention de produits intermédiaires dans la fabrication d'explosifs, tels les dinitrotoluènes et le TNT, a également été signalée à l'étranger (OECD, 1994; EURAR, 2008). La production de TNT à partir du 2–nitrotoluène a considérablement diminué en Europe occidentale ces dernières années et est désormais considérée comme un procédé rare (EURAR, 2008).

Les publications indiquent que plusieurs autres utilisations du 2–nitrotoluène ont été relevées en dehors du Canada. Cette substance a en effet été utilisée comme produit intermédiaire dans la production de caoutchouc et dans la fabrication de produits agrochimiques, de produits pétrochimiques, de colorants, de pesticides et de produits pharmaceutiques (OECD, 1994).

Bien que le 2-nitrotoluène puisse être employé comme intermédiaire dans la production de pesticides (CIRC, 1996; Dugal, 2005), il n'a jamais été autorisé à cette fin au Canada (courriel de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressé au Bureau d'évaluation des risques de Santé Canada en 2009; source non citée).

Au Canada, le 2–nitrotoluène n'étant inscrit ni dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques, ni dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels, ni dans la Base de données sur les produits de santé naturels homologués, il ne devrait pas être présent dans les produits pharmaceutiques, les produits de santé naturels ou dans les médicaments vétérinaires fabriqués au Canada (courriels de la Direction des produits thérapeutiques, de la Direction des produits de santé naturels et de la Direction des médicaments vétérinaires de Santé Canada adressés au Bureau d'évaluation des risques de Santé Canada en 2009; source non citée). Toutefois, le 2–nitrotoluène peut être présent en quantité infime dans les produits pharmaceutiques importés au Canada, étant donné que l'on sait que cette substance est utilisée comme produit chimique intermédiaire dans la fabrication de produits pharmaceutiques à l'extérieur du Canada (OECD, 1994).

Les utilisations du 2–nitrotoluène recensées au Canada (1984-1986) comprennent l'utilisation à titre de substance limitée à un lieu de fabrication, de produit chimique intermédiaire (organique), de produit chimique organique (spécialité chimique), de combustible ou d'additif pour combustible et de matière explosive. On a également noté qu'il était utilisé dans les produits du pétrole raffiné et du charbon (Environnement Canada, 1988). L'utilisation du 2–nitrotoluène a fortement diminué depuis les années 1980.

Haut de page

Rejets dans l'environnement

Le faible volume d'importation de cette substance au Canada et les renseignements relatifs à ses utilisations montrent que la possibilité de rejet dans l'environnement canadien est peu élevée. En outre, compte tenu du manque de preuves selon lesquelles le 2-nitrotoluène est présent dans les produits de consommation, on ne s'attend pas à un rejet provenant de produits de consommation.

Selon les données recueillies lors d'une étude menée conformément à l'article 71 de la LCPE (1999), une usine canadienne produisant des explosifs a indiqué qu'elle n'avait détecté aucun rejet de 2–nitrotoluène dans l'air. Elle a également affirmé n'avoir détecté aucun rejet dans l'eau ou le sol (Environnement Canada, 2009a). Cette usine utilise un système de traitement visant à minimiser les rejets et à limiter l'exposition environnementale (Environnement Canada, 2009a). D'après les rapports, le 2–nitrotoluène est utilisé de façon non dispersive dans des systèmes fermés (BESC, 2000).

Le 2–nitrotoluène ne figurant ni à l'Inventaire national des polluants (INRP, 2006) ni au Toxic Release Inventory des États-Unis (TRI, 2006), ces sources ne comportent aucune information sur ses rejets.

Haut de page

Devenir dans l'environnement

D'après les propriétés physiques et chimiques du 2–nitrotoluène (tableau 2), les résultats de la modélisation de fugacité de niveau III (tableau 3) semblent indiquer que cette substance devrait demeurer principalement dans l'air, l'eau et le sol, selon le milieu où elle est rejetée. Les résultats provenant du modèle pKadB (ACD, 2005) indiquent que la substance ne devrait pas s'ioniser dans l'eau.

Tableau 3. Résultats des prévisions du modèle de fugacité de niveau III (EQC, 2003) pour le 2–nitrotoluène

Haut de page

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

L'étude expérimentale de la réaction du 2–nitrotoluène avec les radicaux hydroxyles a révélé que sa demi-vie était de 23 jours (Meylan et Howard, 1993). Le spectre d'absorption ultraviolet du 2–nitrotoluène se situant dans la partie visible du spectre lumineux (>295 nm), il est possible qu'une photolyse directe se produise dans des conditions troposphériques (BUA, 1989). Nojima et Kanno (1977) ont constaté une dégradation de 79 % du 2–nitrotoluène dans l'air lors d'une exposition à la lumière (>300 nm) pendant 5 heures. La photoréaction du 2–nitrotoluène dans l'air produit du 2-méthyl-6-nitrophénol et du 2-méthyl-4-nitrophénol.

Le tableau 4a présente des données empiriques tirées d'un essai de biodégradation immédiate (MITI, 1992) qui indique une biodégradation de 0,5 % du 2–nitrotoluène sur une période de 14 jours. La demi-vie dans l'eau serait donc supérieure à 182 jours (6 mois) et, en conséquence, la substance est considérée comme persistante dans ce milieu.

Tableau 4a. Données empiriques sur la dégradation du 2–nitrotoluène

Dans une étude en microécosystème visant à déterminer la capacité des microorganismes à dégrader des composés tels le 2–nitrotoluène, Toze et Zappia (1999) ont constaté une diminution de 18 % de la concentration de cette substance dans un microécosystème stérile et une diminution de 58 % dans un microécosystème non stérile, sur une période d'incubation de 36 jours. Au 20^e jour, le 2-nitrotoluène avait atteint une concentration stable à la fois dans le microécosystème stérile et le microécosystème non stérile. Par la suite, la diminution observée a été faible et, au 35^e jour, le 2-nitrotoluène n'avait pas été totalement éliminé des deux microécosystèmes. Les chercheurs ont avancé l'hypothèse d'une concentration inhibitrice d'un métabolite secondaire ou la déplétion d'un nutriment essentiel.

Certains essais de biodégradation montrent que le 2–nitrotoluène commence à se dégrader après une période d'acclimatation. Canton et al. (1985) ont étudié la biodégradabilité du 2–nitrotoluène en suivant la méthode élaborée par Pitter (1976), utilisant à la fois des inoculums adaptés et non adaptés. Ils ont constaté une demi-vie d'une à deux semaines dans le premier cas et une demi-vie bien supérieure à quatre semaines dans le deuxième. Ces résultats indiquent que le composé visé ne peut se biodégrader dans ce type d'essai sans que les inoculums ne soient adaptés.

Struijs et Stoltenkamp (1986) ont modifié la méthode d'essai décrite par Pitter (1976) et ont utilisé un mélange de boues de station d'épuration et de boues fluviales. Les boues ont été exposées à une quantité croissante de 2-nitrotoluène pendant une période de 21 jours, et, au bout de deux semaines, la biodégradation était quasi totale.

D'autres essais du BUA (1989) démontrent que le 2–nitrotoluène est biodégradable dans une culture bactérienne mixte adaptée, provenant des boues d'une station d'épuration expérimentale des eaux industrielles et collectives. Ils ont mis en évidence une demande biologique en oxygène (DBO_10j et DBO_20j) de 42,8 % et de 82,7 %, respectivement, fondée sur une demande chimique en oxygène théorique de 1 635,04 mg/g de nitrotoluène.

Robertson et al. (1992) ont démontré que les cellules de Pseudomonas sp. JS150 et de P. putida F1 cultivées en présence de toluène transforment le 2-nitrotoluène en alcool 2-nitrobenzylique. Les cellules de Pseudomonas sp. JS42 cultivées en présence de 2–nitrotoluène utilisent quant à elles cette substance comme unique source de carbone, de nitrogène et d'énergie et rejettent du nitrite (Haigler et al., 1994; Parales et al., 1996, 1998).

Les études montrent également que la photodégradation (abiotique) du 2–nitrotoluène peut se produire rapidement (demi-vie <<1 jour) dans les eaux naturelles en présence de substances humiques (Simmons et Zepp, 1986). Dans le rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne (EURAR 2008), on estime à 24 jours la demi-vie moyenne de cette substance lors de sa photolyse dans une colonne d'eau, en tenant compte du fait que la lumière du soleil ne pénètre que les premiers mètres des eaux de surface. En ce qui concerne la dégradation du 2-nitrotoluène dans l'air, celle-ci est susceptible de produire du 2-méthyl-6-nitrophénol et du 2-méthyl-4-nitrophénol.

Pour étoffer les données expérimentales disponibles sur la dégradation du 2-nitrotoluène, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) [Environnement Canada, 2007] a aussi été utilisée avec les modèles de dégradation présentés au tableau 4b. Étant donné l'importance écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et que le 2–nitrotoluène devrait être libéré dans ce milieu, on a principalement étudié la biodégradation dans l'eau. Le 2–nitrotoluène ne contient pas de groupements fonctionnels susceptibles d'être hydrolysés. Le tableau 4b résume les prévisions des modèles RQSA disponibles en ce qui concerne la dégradation dans divers milieux naturels.

Tableau 4b. Données modélisées sur la dégradation du 2–nitrotoluène

Dans l'air, la demi-vie prévue par oxydation atmosphérique de 13,85 jours (tableau 4b) et la valeur expérimentale de 23 jours (Meylan et Howard, 1993) indiquent que le 2–nitrotoluène s'oxyde probablement lentement. On pense qu'il ne réagit pas dans l'atmosphère avec d'autres composés photooxydants comme l'ozone. Toutefois, on a démontré que cette substance se dégradait par réaction photolytique à la lumière du soleil (demi-vie < 5 heures). Sa demi-vie inférieure à 5 heures permet de conclure que le 2–nitrotoluène n'est pas persistant dans l'air.

En l'absence de groupements fonctionnels réactifs, l'hydrolyse du 2–nitrotoluène est peu probable (demi-vie > 50 ans) [Rippen, 1989].

Les résultats des sous-modèles BIOWIN (2000) 5 et 6 (probabilité linéaire et non linéaire du MITI) indiquent que la biodégradation est lente et que la demi-vie dans l'eau serait supérieure ou égale à 182 jours. Les résultats du sous-modèle BIOWIN (2000) 4 (biodégradation primaire) révèlent que la substance a une demi-vie primaire inférieure à 182 jours. Les résultats des sous-modèles BIOWIN (2000) 3 et 4 (biodégradation primaire et ultime) révèlent que la substance a une demi-vie primaire inférieure à 182 jours. Les prévisions des modèles CATABOL (©2004–2008) et TOPKAT (2004), qui donnent une demi-vie supérieure ou égale à 182 jours, concernent tous les domaines de ces deux modèles et sont donc considérées comme étant les plus fiables. Elles semblent indiquer une biodégradation très lente. Par conséquent, étant donné que les sous-modèles BIOWIN (2000) 5 et 6 et les modèles CATABOL (©2004-2008) et TOPKAT (2004) font tous état de la persistance du 2–nitrotoluène, la plupart des données modélisées montrent que la demi-vie de biodégradation de cette substance est supérieure ou égale à 182 jours dans l'eau. La présence de la structure N-nitroso dans le 2–nitrotoluène constitue une preuve supplémentaire, car ces caractéristiques structurelles sont typiques des produits chimiques persistants.

Les essais de biodégradation en laboratoire montrent que la dégradation du 2–nitrotoluène ne débute qu'après une période d'acclimatation; c'est-à-dire que ce processus ne peut avoir lieu qu'à la suite d'une exposition prolongée à la substance et de l'adaptation de l'inoculum. L'exposition prolongée de la flore microbienne étant peu probable en raison du caractère changeant des conditions qui règnent dans les eaux de surface ambiantes (Environnement Canada, 2008), les données empiriques indiquent que la biodégradation sera probablement lente (demi-vie ≥ 182 jours) dans des conditions environnementales normales.

Même s'il y a des preuves de dégradation photolytique rapide dans l'eau, les produits provenant de la dégradation du nitrophénol méthylé ne devraient pas être facilement biodégradables et ils présentent un potentiel modéré de toxicité pour les organismes aquatiques - comme le 2-nitrotoluène lui-même (voir par exemple, OCDE, 1994). Par conséquent, au moment d'évaluer la persistance du 2-nitrotoluène, on a accordé le plus de poids aux preuves d'une lente biodégradation de la substance même.

On a utilisé le modèle de transport et de persistance de niveau III (TaPL3) (TaPL3, 2000) pour estimer la distance de transport caractéristique (DTC), définie comme la distance maximale parcourue dans l'air par 63 % de la substance. Beyer et al. (2000) ont proposé que des DTC de plus de 2 000 km représentent le potentiel élevé de transport atmosphérique à grande distance (PETGD), celles de 700 km à 2 000 km représentent le modéré, et de celles de moins de 700 km représentent le faible. D'après une estimation de la DTC de 3 198 km, le potentiel de transport atmosphérique à grande distance du 2-nitrotoluène est considéré comme élevé. Cela signifie que d'après ce modèle, le 2-nitrotoluène peut faire l'objet d'un transport atmosphérique jusque dans des régions éloignées comme l'Arctique.

Le modèle de dépistage de l'OCDE (LTRP POP) peut être utilisé pour identifier les produits chimiques à fort potentiel de persistance et de transport à grande distance (Scheringer et al., 2006). Le modèle de l'OCDE est un modèle global qui compartimente la terre en air, eau et sol. Ce modèle est « orienté vers le transport » plutôt que vers une « cible », car il identifie simplement la DTC sans préciser l'endroit où une substance peut être transportée en particulier (Fenner et al., 2005). Klasmeier et al. (2006) ont laissé entendre qu'un seuil de 5 098 km, basé sur l'estimation de la DTC du modèle pour le PCB-180, permettrait d'identifier des substances ayant un fort potentiel de transport à grande distance. Le PCB-180 a été détecté dans des régions éloignées. La DTC calculée pour le 2-nitrotoluène à l'aide du modèle de l'OCDE est de 2 279 km, ce qui indique que le 2-nitrotoluène présente un potentiel important de transport dans l'air mais qu'il se situe sous la limite suggérée par Klasmeier et al. (2006) pour les polluants mondiaux. Le modèle de dépistage de l'OCDE permet également de calculer l'efficacité du transfert (ET), qui correspond au pourcentage du flux des émissions vers l'atmosphère déposé à la surface (eau et sol) dans une région éloignée (ET = D/E × 100, où E est le flux des émissions vers l'atmosphère et D, le flux du dépôt sur les milieux en surface dans une région cible). L'ET calculée du 2-nitrotoluène était de 0,00106 %, ce qui est supérieur à la limite de 0,000465 % (PCB-28) établie pour les substances de référence du modèle dont on sait de manière empirique qu'elles sont déposées de l'air sur le sol ou dans l'eau. La faible ET signifie que même si le 2-nitrotoluène a le potentiel de se déplacer sur de grandes distances dans l'atmosphère, il est peu probable qu'il se dépose sur la surface de la Terre dans quelque région éloignée que ce soit.

En outre, les valeurs de log K_oa (5,3) et de log K_ae (-3,29) pour le 2-nitrotoluène portent également à croire qu'il aura un faible potentiel de contamination de l'Arctique (PCA) s'il est examiné à l'aide des parcelles de partage chimique décrites par Wania (2003, 2006).

D'après les données empiriques et modélisées (consulter les tableaux 4a et 4b), le 2-nitrotoluène satisfait aux critères de persistance dans l'air, dans l'eau, dans le sol et dans les sédiments (demi-vie dans l'air égale ou supérieure à 2 jours, demi-vies dans le sol et dans l'eau égales ou supérieures à 182 jours, et demi-vie dans les sédiments égale ou supérieure à 365 jours), énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Les valeurs expérimentales du log K_oe pour le 2–nitrotoluène (voir le tableau 2 ci-dessus) laissent entendre que cette substance chimique est peu bioaccumulable dans le biote.

Le tableau 5a présente les valeurs empiriques du facteur de bioconcentration (FBC) chez les poissons. Les études ont démontré que le FBC du 2–nitrotoluène se situe entre 4,4 et 29,9 (tableau 5a).

Tableau 5a. Données empiriques sur la bioaccumulation du 2–nitrotoluène

Bien qu'il existe quelques données expérimentales sur le FBC du 2–nitrotoluène, une méthode prédictive a été appliquée au moyen de modèles des facteurs de bioaccumulation (FBA) et de bioconcentration, comme l'illustre le tableau 5b. Les valeurs de bioaccumulation d'Arnot et Gobas, obtenues par modélisation cinétique, ne prennent pas en compte le potentiel de transformation métabolique associé à la substance. Selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si ses facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration sont supérieurs ou égaux à 5000. Toutefois, le calcul des facteurs de bioaccumulation est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le facteur de bioconcentration ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log K_oe est supérieur à ~4,0 (Arnot et Gobas, 2003).

Tableau 5b. Prévisions des FBA et des FBC chez les poissons pour le 2–nitrotoluène

Les valeurs de bioaccumulation modélisées n'ont pas à tenir compte du potentiel de transformation métabolique des substances dont le log K_oe est inférieur à 4,5, étant donné que l'absorption se fait principalement par les branchies et que le métabolisme par l'intestin est, par conséquent, insignifiant. Selon les études, le log K_oe du 2–nitrotoluène est de 2,3. Ainsi, bien que le métabolisme n'ait pas été pris en compte pour le 2-nitrotoluène, cela n'aurait pas beaucoup d'incidence sur la conclusion relative à la bioaccumulation.

D'après les données empiriques disponibles, le potentiel de bioaccumulation du 2–nitrotoluène devrait être faible. Le modèle modifié du FBA de Gobas pour le niveau trophique intermédiaire chez les poissons a estimé le FBA à 13,3 L/kg, ce qui indique que le 2–nitrotoluène ne présente aucun potentiel de bioconcentration ou de bioamplification dans les tissus des poissons et dans les réseaux trophiques. Les résultats des calculs du modèle des FBC fournissent une preuve additionnelle qui appuie le faible potentiel de bioconcentration de cette substance.

D'après les valeurs empiriques et celles obtenues par modélisation cinétique, le 2–nitrotoluène ne satisfait pas au critère de bioaccumulation (FBA ou FBC ≥ 5 000) énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Haut de page

Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

La démarche suivie dans cette évaluation consistait à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à tirer des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve et en tenant compte du principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque prudent ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.

Tel qu'il a été indiqué précédemment, le 2–nitrotoluène pourrait persister dans l'eau, le sol et les sédiments, mais il ne répond pas aux critères de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Le faible volume d'importation de cette substance au Canada et les renseignements relatifs à ses utilisations montrent que la possibilité de rejet dans l'environnement canadien est peu élevée. Cependant, une fois dans l'environnement, le 2–nitrotoluène se retrouverait principalement dans l'eau et dans l'air.

Les données expérimentales et modélisées, relatives aux effets sur l'environnement, sont présentées dans les tableaux 6a et 6b, respectivement. Les données sur la toxicité montrent que le 2–nitrotoluène représente généralement un danger modéré pour les organismes aquatiques.

Tableau 6a. Données empiriques sur la toxicité du 2–nitrotoluène pour les organismes aquatiques

Tableau 6b. Données modélisées sur la toxicité du 2–nitrotoluène pour les organismes aquatiques

On n'a trouvé aucune étude acceptable concernant les effets du 2-nitrotoluène sur l'environnement dans d'autres milieux que l'eau et les sédiments.

Aucune donnée sur les concentrations de cette substance dans l'eau au Canada n'a été retracée; par conséquent, une approche de modélisation a permis d'estimer les concentrations dans l'environnement.

Étant donné que le 2–nitrotoluène est utilisé dans un cadre industriel et qu'on prévoit des rejets de cette substance dans l'eau, le pire des scénarios de rejets industriels est utilisé pour estimer la concentration de la substance dans l'eau à l'aide de l'outil d'exposition générique industriel - milieu aquatique (Industrial Generic Exposure Tool - Aquatic, ou IGETA) d'Environnement Canada (2009b). Le scénario est prudent, c'est-à-dire qu'il suppose que la quantité totale de la substance employée dans l'industrie canadienne n'est utilisée que par une seule installation industrielle sur un petit site hypothétique. Il suppose également que les pertes dans les égouts sont élevées et qu'elles représentent 5 % de la quantité totale provenant du nettoyage de contenants de produits chimiques et d'équipement de traitement. Le scénario présume en outre que les rejets se produisent 250 jours par an, habituellement pour les petites et moyennes installations, et qu'ils sont acheminés vers une usine de traitement des eaux usées avec un taux d'élimination de zéro pour la substance. Lorsque les eaux réceptrices sur un site aussi petit sont mélangées à l'effluent de l'usine de traitement, le flux réel ou équivalent est généralement de 0,4 m³/seconde. D'après les hypothèses susmentionnées, l'utilisation industrielle d'une quantité totale de 1 000 kg/an de la substance donne une concentration aquatique de 0,006 mg/L (Environnement Canada, 2009b). Des renseignements détaillés concernant les données utilisées pour estimer cette concentration et les résultats obtenus par le modèle sont proposés dans le rapport d'Environnement Canada (2009b).

Une valeur prudente de la concentration estimée sans effet (CESE) a également été déterminée à partir de la valeur de toxicité la plus basse relevée parmi les mesures présentées dans le tableau 6a pour les poissons, les invertébrés, les algues et les microorganismes : une CL₅₀ de 40 heures pour le microorganisme (Tetrahymena pyriformis) de 1,82 mg/L. Cette valeur a été définie comme valeur de toxicité critique, puis divisée par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de certaines incertitudes liées à l'extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique et de l'extrapolation de la valeur de la CE₅₀ constatée en laboratoire à une valeur sans effet sur le terrain.) On a ainsi obtenu une CESE de 0,054 mg/L, valeur au moins dix fois moins élevée que les valeurs empiriques relatives aux effets chroniques.

Le quotient de risque prudent (CEE/CESE) de 0,11 (0,006/0,054) qui en résulte indique qu'il est peu probable que les expositions soient suffisamment élevées pour être nocives aux organismes aquatiques. Étant donné que la majorité des rejets de cette substance seraient émis dans l'eau et que les résultats de la modélisation de la fugacité montrent que la majeure partie de la substance rejetée dans l'eau restera dans ce milieu, il est peu probable que des organismes d'autres sites ou d'autres milieux que l'eau y soient exposés.

Il est donc peu probable que le 2–nitrotoluène ait des effets écologiques nocifs au Canada.

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Il importe de souligner que la conclusion relative au quotient de risque a été formulée malgré les hypothèses prudentes élaborées en réponse aux incertitudes découlant de la présente évaluation. Un doute important est lié au manque de données empiriques sur les concentrations environnementales au Canada, lequel a été traité en prédisant des concentrations raisonnables pour la pire éventualité dans l'eau à l'aide d'un modèle d'exposition industrielle.

Il existe des incertitudes liées à l'utilisation des modèles RQSA pour estimer la persistance et la bioaccumulation. Aussi, bien que l'incertitude des prévisions soit atténuée par la structure relativement simple du 2–nitrotoluène, ces problèmes de précision ont conduit à se fonder sur les données empiriques disponibles pour tirer les conclusions relatives au potentiel de persistance et de bioaccumulation.

L'interprétation des données empiriques sur la dégradation dans l'eau n'a pas été simple. Le danger que représentent les produits de la dégradation par photolyse étant probablement semblable à celui du 2–nitrotoluène lui-même et étant donné la nécessité d'une période prolongée d'acclimatation avant qu'une biodégradation importante n'ait lieu, on a conclu que le 2–nitrotoluène était une substance persistante aussi bien dans l'eau que dans le sol et les sédiments.

Par ailleurs, en ce qui concerne l'écotoxicité, le comportement de répartition prévu du 2–nitrotoluène montre que les données disponibles sur les effets ne permettent pas d'évaluer comme il se doit l'importance du sol et des sédiments comme milieu d'exposition.

Haut de page

Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine au Canada

Évaluation de l'exposition

Milieux naturels et nourriture

Les expositions potentielles au Canada devraient se limiter aux applications industrielles (Environnement Canada, 2009a). Les publications scientifiques ne comportent aucune donnée empirique sur les concentrations de 2–nitrotoluène relevées dans les milieux naturels (c'est-à-dire l'air, l'eau, le sol et les sédiments) au Canada. En réponse à l'enquête réalisée en vertu de l'article 71, une entreprise a indiqué qu'aucun rejet de 2–nitrotoluène émanant de son installation n'avait été détecté dans l'air (Environnement Canada, 2009a). Elle a également précisé qu'aucun rejet n'avait été observé dans l'eau ou le sol (Environnement Canada, 2009a).

À l'étranger, le 2–nitrotoluène a principalement été détecté aux alentours des usines de fabrication de produits chimiques dans lesquelles il est utilisé ou fabriqué. Par le passé, il a été détecté dans l'air ambiant (Pellizzari, 1978; ministère de l'Environnement du Japon, 2004), l'eau potable (Zoeteman, 1980), les eaux de surface (Meijers et van Der Leer, 1976; Zoeteman et al., 1980; Van De Meent et al., 1986; Feltes et al., 1990; Mussmann et al., 1994; Götz et al., 1998; ministère de l'Environnement du Japon, 2004), l'eau souterraine (Duguet et al., 1988; Mussmann et al., 1994; Hilmi et al., 1999; Best et al., 2001), le sol (Hilmi et al., 1999), les sédiments (ministère de l'Environnement du Japon, 2004) et les eaux industrielles (Howard et al., 1976; Spanggord et al., 1982a; Swaminathan et al., 1987; Kozawa et al., 1992; Mussmann et al., 1994; OECD, 1994; Stangroom et al., 1998). Les données de surveillance révèlent que l'ensemble de la population peut être exposée au 2–nitrotoluène par inhalation de l'air ambiant ou ingestion de l'eau potable à proximité des sites de production (HSDB, 2009).

Toutefois, la pertinence de ces études de suivi est limitée, car elles sont anciennes, ont été effectuées ailleurs qu'au Canada et concernent principalement des sources ponctuelles. On a donc utilisé ChemCAN, un modèle d'exposition environnementale adapté au Canada, pour prédire les concentrations de 2–nitrotoluène dans les milieux naturels en fonction de la quantité de substance utilisée au pays (ChemCAN, 2003). Il s'est avéré que l'absorption provenant de l'air, de l'eau potable et du sol était négligeable. En outre, l'utilisation du 2–nitrotoluène au Canada et en Europe a diminué ces dernières années (Environnement Canada, 1988, 2009a; EURAR, 2008).

Aucune donnée n'a été relevée au Canada ou ailleurs sur la présence de 2–nitrotoluène dans les aliments et les boissons. Cette substance n'est probablement pas présente dans ces produits. Le 2–nitrotoluène n'a pas non plus été détecté dans la composition des matériaux d'emballage alimentaire (courriel de la Direction des aliments de Santé Canada adressé à la Division des substances existantes de Santé Canada en 2009; source non citée).

Au Canada, le 2–nitrotoluène est principalement utilisé dans l'industrie de la fabrication des explosifs. Étant donné les utilisations relevées et l'absence de données de surveillance pertinentes, aucune estimation de l'absorption dans les milieux naturels n'a été calculée, mais on pense que celle-ci est négligeable.

On accorde une confiance modérée à élevée à la caractérisation de l'exposition dans les milieux naturels. Il existe une incertitude en raison du peu de données disponibles sur les concentrations de 2–nitrotoluène dans les milieux naturels canadiens, mais, au regard des volumes utilisés et des utilisations constatées, l'exposition au 2–nitrotoluène dans les milieux naturels et par l'alimentation est improbable.

Exposition par l'intermédiaire des produits de consommation

Il est improbable que l'utilisation de produits de consommation soit une source d'exposition au 2–nitrotoluène. Aucune déclaration soumise en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) ne révèle la présence de 2–nitrotoluène dans les produits de consommation au Canada (Environnement Canada, 2009a). Cette substance n'a pas non plus été détectée dans les produits de consommation en Europe et, par conséquent, on estime que les consommateurs n'y sont pas exposés (EURAR, 2008). Une seule source conclut à la présence non intentionnelle de 2–nitrotoluène dans le matériel d'artiste, le mastic, l'émaillage, les produits de préservation du bois et les nettoyants pour pinceaux, en tant que résidu de fabrication (SRD, 2004). Toutefois, aucune autre étude n'est venue confirmer cette constatation.

Comme il est peu probable que le 2–nitrotoluène soit présent dans les produits de consommation, l'exposition par l'intermédiaire de ces produits n'a pas été définie, et on estime que les produits de consommation ne représentent pas une source d'exposition de l'ensemble de la population canadienne.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 1 présente un aperçu de la base de données toxicologiques pour le 2–nitrotoluène.

Se fondant sur les études réalisées sur des animaux de laboratoire, la Commission européenne a défini le 2–nitrotoluène comme substance cancérogène de catégorie 2 (« Peut provoquer le cancer ») (ESIS, 2008; EURAR, 2008). Puis, en vertu de sa nouvelle réglementation sur la classification, l'étiquetage et l'emballage (Règlement [CE] n^o 1272/2008 du Parlement européen et du Conseil, dit règlement CLP, Commission européenne, 2009), elle a classé le 2–nitrotoluène parmi les substances cancérogènes de catégorie 1B (« Peut provoquer le cancer »). Ces classifications établies par la Commission européenne (ESIS, 2008; Commission européenne, 2009) sont fondées sur des essais biologiques de cancérogénicité, publiés par le National Toxicology Program (NTP, 2002). Le comité d'experts qui a rédigé le rapport sur les substances cancérogènes (Report on Carcinogens) s'est fondé sur ces mêmes essais biologiques pour classer le 2–nitrotoluène parmi les substances soupçonnées d'être cancérogènes pour l'homme (« reasonably anticipated to be a human carcinogen »)[NTP, 2007].Compte tenu des résultats des essais biologiques de cancérogénicité menés pendant deux ans, le NTP a conclu qu'il existait des preuves claires de la cancérogénicitédu 2–nitrotoluène chez les rats et les souris mâles et femelles (NTP, 2002, 2008). Avant que ces essais biologiques ne soient publiés par le NTP (2002), le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé les nitrotoluènes, dont le 2–nitrotoluène, dans le groupe 3 (« inclassable quant à sa cancérogénicité pour l'homme »), considérant que les preuves de la cancérogénicité des nitrotoluènes pour l'être humain étaient insuffisantes, que les preuves de la cancérogénicité du 2–nitrotoluène pour les animaux de laboratoire étaient limitées et que les preuves de la cancérogénicité du 3–nitrotoluène et du 4–nitrotoluène pour les animaux de laboratoire étaient insuffisantes (CIRC, 1996). Les études sur le 2–nitrotoluène utilisées dans le cadre de la présente évaluation sont résumées ci-après et présentées de façon plus détaillée à l'annexe 1.

Les recherches ont révélé l'apparition de tumeurs dans les poumons, les tissus mésothéliaux, la peau (tissus sous-cutanés), les glandes mammaires, le foie, le gros intestin et le système circulatoire des rongeurs exposés au 2–nitrotoluène par voie orale (alimentation). Une étude de badigeonnage sur la peau des souris a également démontré que le 2–nitrotoluène était une substance faiblement initiatrice de tumeurs cutanées. On n'a trouvé aucun essai biologique de cancérogénicité par inhalation.

Le NTP a réalisé un essai biologique de cancérogénicité sur les rongeurs d'une durée deux ans (NTP, 2002), après que des études menées pendant 13 et 26 semaines (NTP, 1992, 1996) ont confirmé les effets cancérogènes du 2–nitrotoluène chez le rat (NTP, 2008). Dans l'étude de 13 semaines (NTP, 1992), on a administré du 2–nitrotoluène à des rats F344/N mâles et femelles par voie alimentaire (nourriture à volonté) à raison de 0, 625, 1 250, 2 500, 5 000 ou 10 000 mg/kg (soit 0, 56, 98, 178, 383 ou 696 mg/kg de poids corporel [kg p.c.] par jour pour les mâles et 0, 55, 102, 190, 382 ou 779 mg/kg p.c. par jour pour les femelles) [EURAR, 2008; NTP, 2008]. Cette exposition n'a eu aucun effet sur la survie. On a constaté une incidence accrue de mésothéliomes et d'hyperplasie des cellules mésothéliales de la tunique vaginale des testicules chez les mâles des groupes auxquels on a administré 178 et 696 mg/kg p.c. par jour, respectivement. Étant donné que l'apparition de mésothéliomes n'avait auparavant jamais été relevée chez les rats des groupes exposés ou témoins au cours des essais biologiques subchroniques menés par le NTP, les chercheurs ont conclu que le 2–nitrotoluène était cancérogène pour les rats mâles (NTP, 2008). Dans l'étude suivante (NTP, 1996), on a introduit du 2–nitrotoluène dans l'alimentation des rats F344/N mâles, à raison de 0 ou de 5 000 mg/kg (soit 0 ou 292–296 mg/kg p.c. par jour) pendant 13 ou 26 semaines (EURAR, 2008; NTP, 2008). Le groupe exposé pendant 13 semaines (une période d'exposition suivie d'une période de non-exposition) a, à l'issue de ces 13 semaines, reçu l'alimentation du groupe témoin jusqu'au moment de l'autopsie réalisée à la 26^e semaine. L'exposition n'a eu aucun effet sur la survie. On n'a constaté aucune tumeur chez les rats après 13 semaines d'exposition. Cependant, après 26 semaines d'exposition, on a relevé une augmentation importante de l'incidence de mésothéliomes de la tunique vaginale des testicules et de l'épididyme chez les deux groupes exposés. L'étude a également révélé une incidence accrue de cholangiocarcinomes chez les rats des groupes exposés. En raison de l'incidence élevée de mésothéliomes et de l'apparition de cholangiocarcinomes chez les rats mâles après une exposition à court terme, les chercheurs ont conclu que ces études permettaient de confirmer la cancérogénicité du 2–nitrotoluène (NTP, 2008).

Dans le second essai biologique de cancérogénicité mené pendant deux ans (NTP, 2002), on a administré du 2–nitrotoluène aux rats F344/N mâles et femelles par voie alimentaire pendant 105 semaines, à raison de 0, 625, 1 250 ou 2 000 mg/kg (soit 0, 25, 50 ou 90 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et 0, 30, 60 ou 100 mg/kg p.c. par jour pour les femelles) [EURAR, 2008; NTP, 2008]. Dans une étude menée en parallèle et comportant une période de non-exposition, on a administré du 2–nitrotoluène par voie alimentaire à des groupes de rats mâles F344/N à raison de 0, 2 000 ou 5000 mg/kg (soit 0, 125 ou 315 mg/kg p.c. par jour) pendant 13 semaines, puis on les a nourris avec l'alimentation du groupe témoin pendant le reste des deux années qu'a duré l'essai. On a constaté un faible taux de survie chez les rats mâles exposés, tant dans l'étude comportant une période de non-exposition que dans la principale étude d'exposition chronique. Le taux de survie a également diminué chez les rats femelles exposés à la dose élevée. La baisse de ces taux a été attribuée à l'apparition précoce de tumeurs (Dunnick et al., 2003; NTP, 2008). On a relevé des profils tumoraux semblables dans les groupes de rats mâles exposés au cours de l'étude comportant une période de non-exposition et chez les rongeurs exposés de façon chronique. En effet, une augmentation significative de l'incidence de mésothéliomes, de lipomes sous-cutanés, de fibromes sous-cutanés, de dermatofibrosarcomes sous-cutanés et de fibromes ou fibrosarcomes sous-cutanés réunis a été observée dans tous les groupes de rats mâles exposés. L'incidence de fibroadénomes mammaires a également augmenté de façon significative chez les rats mâles, sauf dans le groupe exposé à la dose élevée dans le cadre de l'étude d'exposition chronique. On a en outre relevé une augmentation significative de l'incidence d'adénomes hépatocellulaires et d'adénomes ou de carcinomes hépatocellulaires chez les rats exposés à la dose élevée, ainsi qu'une augmentation de l'incidence de carcinomes mixtes hépatocholangiocellulaires, d'adénomes alvéolaires et bronchiolaires et d'adénomes ou de carcinomes alvéolaires et bronchiolaires chez les rats exposés à la dose élevée dans le cadre de l'étude comportant une période de non-exposition. Chez les rats femelles, on a observé une augmentation significative de l'incidence de dermatofibromes et de dermatofibrosarcomes sous-cutanés dans les deux groupes exposés aux plus hautes doses. Les mêmes constations se sont imposées en ce qui concerne l'incidence de fibroadénomes et d'adénomes hépatocellulaires des glandes mammaires chez les femelles exposées à une forte dose. Au vu de l'incidence accrue de mésothéliomes (chez les mâles uniquement), de tumeurs hypodermiques, de fibroadénomes mammaires et de tumeurs hépatiques (chez les mâles uniquement), le NTP (2002) a conclu qu'il existait des preuves claires de l'action cancérogène du 2–nitrotoluène chez les rats mâles et femelles. Les chercheurs ont également jugé que l'augmentation de l'incidence de tumeurs pulmonaires chez les mâles et d'adénomes hépatocellulaires chez les femelles était liée à l'exposition (NTP, 2002, 2008).

On a administré du 2–nitrotoluène par voie alimentaire à des souris B6C3F1 mâles et femelles pendant 105 semaines, à raison de 0, 1 250, 2 000 ou 5 000 mg/kg (soit 0, 165, 360 ou 700 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et 0, 150, 320 ou 710 mg/kg p.c. par jour pour les femelles) [NTP 2002]. On a constaté un faible taux de survie chez les souris mâles exposées (EURAR, 2008; NTP, 2008), et le taux de survie a également diminué chez les souris femelles exposées à une dose élevée. La baisse de ces taux a été attribuée à l'apparition précoce de tumeurs (Dunnick et al., 2003; NTP, 2008). L'étude a révélé une augmentation significative de l'incidence d'hémangiosarcomes chez les souris mâles de l'ensemble des groupes exposés et de carcinomes du caecum chez les souris mâles des groupes exposés à une dose faible ou moyenne. On a également constaté une augmentation significative de l'incidence d'hémangiosarcomes chez les souris femelles exposées à une dose élevée. L'incidence de carcinomes hépatocellulaires était uniquement significative chez les souris femelles exposées à une dose élevée, mais on a mis en évidence une augmentation significative de l'incidence d'adénomes hépatocellulaires et d'adénomes ou de carcinomes hépatocellulaires réunis à la fois dans le groupe exposé à une dose moyenne et dans le groupe exposé à une dose élevée. L'étude a également révélé une augmentation de l'incidence de carcinomes du caecum, attribuable à l'exposition, chez les souris femelles. Au vu de l'incidence accrue de carcinomes du caecum chez les souris mâles, de tumeurs hépatiques chez les femelles et d'hémangiosarcomes chez tous les rongeurs exposés, le NTP (2002) a conclu qu'il existait des preuves probantes de l'action cancérogène du 2–nitrotoluène chez les souris mâles et femelles (NTP, 2008).

Slaga et al. (1985) ont étudié le potentiel cancérogène du 2–nitrotoluène chez des souris SENCAR exposées par application cutanée. Dans une étude d'initiation-promotion, les animaux ont été exposés à une application unique de 24, 120 ou 240 mg (soit 1 200, 6 000 ou 12 000 mg/kg p.c.), suivie d'applications du promoteur 12–O–tétradécanoylphorbol–13–acétate (TPA) à raison de 4 µg par semaine pendant 30 semaines. Les chercheurs ont constaté une légère augmentation de l'incidence de papillomes et de carcinomes cutanés chez les souris du groupe exposé à la dose la plus élevée, mais ce résultat n'était pas significatif (DFG, 2002).

La génotoxicité du 2–nitrotoluène a été démontrée lors de multiples essais biologiques in vitro et in vivo. La Commission européenne a d'ailleurs classé cette substance parmi les agents mutagènes de catégorie 2 (« peut causer des altérations génétiques héréditaires ») [ESIS, 2008; EURAR ,2008]. En vertu du règlement CLP, le 2–nitrotoluène a été reclassé parmi les agents mutagènes de catégorie 1B (« peut causer des altérations génétiques héréditaires ») [Commission européenne, 2009]. À la suite de l'examen des études disponibles sur la génotoxicité, la Commission européenne a conclu que le 2–nitrotoluène avait une action mutagène sur les cellules somatiques et qu'il était susceptible d'induire des mutations dans les cellules germinales (EURAR, 2008).

Des études ont révélé que le 2–nitrotoluène avait une action clastogène in vitro à la fois sur les lignées cellulaires humaines et mammifères (Ishidate et al., 1988; Huang et al., 1996; Matsushima et al., 1999). On a également constaté que cette substance était responsable d'altérations et de réparations de l'acide désoxyribonucléique (ADN) sur les lignées cellulaires mammifères (Parton et al., 1995; Lee et al., 2007). Par ailleurs, une étude a mis en évidence le fait que le 2–nitrotoluène avait induit un échange de chromatides sœurs dans des cellules ovariennes de hamster chinois (Galloway et al., 1987). Toutefois, divers essais sur la mutagénicité du 2–nitrotoluène ont donné des résultats invariablement négatifs pour les procaryotes (Chiu et al., 1978; Miyata et al., 1981; Tokiwa et al., 1981; Spanggord et al., 1982b; Haworth et al., 1983; Suzuki et al., 1983; Shimizu et Yano, 1986; Lee et al., 2007). Dans les études in vivo, le 2–nitrotoluène s'est avéré non clastogène chez les rongeurs (NTP, 2002), mais il a induit des anomalies chromosomiques dans les ovaires du moustique Culex fatigans (Sharma et al., 1989). Dans le cadre de cette dernière étude, le 2–nitrotoluène n'a pas induit de mutation létale dominante chez le Culex fatigans (Sharma et al., 1989). Cependant, d'autres chercheurs ont constaté que l'exposition au 2–nitrotoluène avait induit une synthèse d'ADN non programmée et une réparation d'ADN dans des cellules hépatiques de rat (Butterworth et al., 1982; Doolittle et al., 1983; NTP, 1992). On a aussi relevé la formation d'adduits à l'ADN dans des cellules hépatiques et sanguines de rat, induite par le 2–nitrotoluène (Jones et al., 2003). Une autre étude a également fait état de la fixation par liaison covalente du 2–nitrotoluène à l'ADN de cellules hépatiques (Rickert et al., 1984). En ce qui concerne l'être humain, on a observé des effets clastogènes chez les ouvriers exposés aux nitrotoluènes dans le cadre de leur travail (Sabbioni et al., 2006). En outre, on a constaté des mutations des proto-oncogènes K-ras et β-caténine et du gène suppresseur de tumeur p53 dans les hémangiosarcomes et les carcinomes du côlon, induits chez des souris par exposition au 2–nitrotoluène (NTP, 2008). On estime que ces mutations géniques ont été induites par les intermédiaires mutagènes du 2–nitrotoluène in vivo et qu'elles sont liées à des changements des taux de protéines concernés, propices à la formation et au développement de tumeurs (Hong et al., 2003; Sills et al., 2004). Des chercheurs ont avancé que la génotoxicité du 2–nitrotoluène in vivo s'exprimait par l'intermédiaire de ses métabolites actifs, hypothèse qui a permis d'expliquer l'absence d'action mutagène de la substance dans des essais de mutagénicité sur des bactéries (EURAR, 2008; NTP, 2008).

Il existe peu de données sur la cancérogénicité potentielle du 2–nitrotoluène chez l'être humain. Aucune étude épidémiologique sur le sujet n'a été relevée dans la littérature scientifique, mais des études portant sur la coexposition d'ouvriers au 2–nitrotoluène et à d'autres produits chimiques sont décrites à l'annexe 1.

Le mode d'action du 2–nitrotoluène en ce qui concerne l'induction des différents types de tumeurs n'a pas encore été totalement élucidé. Cependant, le NTP (2008) a conclu que les mutations des gènes p53, β-caténine et K-ras, constatées dans les hémangiosarcomes et les carcinomes du côlon chez des souris exposées au 2–nitrotoluène, découlent des effets génotoxiques de cette substance. D'après les données disponibles, les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d'une interaction directe avec le matériel génétique.

Chez les animaux de laboratoire, l'exposition au 2-nitrotoluène a aussi été associée à d'autres effets que le cancer, notamment des effets sur le développement, le système reproducteur, les poumons, le foie, la rate, la moelle osseuse et le système hématopoïétique.

On a constaté des effets néfastes sur les poumons, le foie, la rate, la moelle osseuse et le système hématopoïétique de rongeurs, découlant de l'exposition chronique, subchronique et à court terme au 2–nitrotoluène par voie orale. Dans le cadre des expositions chroniques, la plus faible dose minimale avec effet observé (DMEO) était de 25 mg/kg p.c. par jour. À cette dose, les chercheurs ont observé une incidence accrue de lésions non néoplasiques dans le foie, la moelle osseuse, la rate et les poumons des rats mâles et femelles exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire pendant 105 semaines (NTP, 2002). Ils ont également rapporté une augmentation de l'incidence des lésions non néoplasiques dans les glandes mammaires et le ganglion lymphatique mandibulaire des rats femelles soumis aux mêmes conditions d'expositions ou exposés à des doses plus élevées (NTP, 2002). Dans le cadre des expositions subchroniques, la plus faible DMEO était de 89 mg/kg p.c. par jour. À cette dose, on a relevé des lésions non néoplasiques dans les reins et la rate des rats mâles exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire pendant 13 semaines (NTP, 1992). D'autres études sur des animaux exposés à des doses plus élevées ont mis en évidence une modification des paramètres hématopoïétiques, une diminution du gain pondéral et une dégénérescence de l'épithélium olfactif (Kovalenko, 1973; Ciss 1978; Ciss et al., 1980a; Ton et al., 1995; NTP, 1996). Dans le cadre des expositions à court terme, la plus faible DMEO était de 90 mg/kg p.c. par jour. À cette dose, on a relevé des lésions non néoplasiques dans le système hématopoïétique et la rate des rats mâles exposés au 2–nitrotoluène par voie intragastrique pendant 28 jours (Kaneko et al., 1993). Chez les animaux exposés à des doses plus élevées, les études ont révélé une diminution du gain pondéral, des lésions non néoplasiques dans le foie et d'autres effets hématologiques (Kovalenko, 1973; Ciss, 1978; Ciss et al., 1980a; Lysy et al., 1988; NTP, 1992).

Des études ont démontré les effets du 2–nitrotoluène sur la reproduction des souris et des rats exposés par voie orale. La plus faible DMEO, qui était de 25 mg/kg p.c. par jour, a été associée à l'atrophie de l'épithélium germinal et à l'hyperplasie des cellules interstitielles des testicules chez des rats mâles exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire pendant 105 semaines (NTP, 2002). Chez les rats exposés à des doses plus importantes, on a observé une dégénérescence des testicules, accompagnée d'une diminution du nombre de spermatozoïdes et de leur motilité chez les mâles, ainsi qu'un allongement du cycle menstruel chez les femelles (NTP, 1992, 1996; Huntingdon Research Centre, 1994). Les études ont aussi mis en évidence des effets sur le développement des rats à la suite d'une exposition par voie orale. Pour une DMEO de 50 mg/kg p.c. par jour, on a observé un retard de croissance des ratons, en lien avec la dose administrée, après l'exposition des mères au 2–nitrotoluène pendant 41 jours (Huntingdon Research Centre, 1994). Aucun autre effet sur le développement n'a été relevé dans la littérature scientifique.

Le niveau de confiance à l'égard des données toxicologiques sur les animaux de laboratoire est jugé modéré à élevé, car on dispose de données sur la toxicité aiguë, les doses répétées, la toxicité pour la reproduction et le développement, la cancérogénicité et la génotoxicité. Toutefois, les détails fournis dans certaines des études à doses répétées sont limités et, bien qu'on ait constaté une mortalité importante dans le cadre du principal essai biologique de cancérogénicité, les résultats concordaient avec le développement de tumeurs. Les données sur les effets cancérogènes et non cancérogènes liés à l'inhalation ou à l'exposition cutanée sont elles aussi très limitées. En outre, on n'a relevé aucune étude épidémiologique portant précisément sur le 2–nitrotoluène.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

Comme le 2-nitrotoluène a été classé par d'autres organismes nationaux et internationaux en fonction de sa cancérogénicité (p. ex. la Commission européenne et le NTP), la présente évaluation préalable a porté principalement sur cette caractéristique. On a constaté une incidence accrue de tumeurs dans divers types de tissus, tels le mésothélium, la peau, les glandes mammaires, le foie ou les poumons, chez des rats exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire. Des tumeurs ont également été observées dans le système circulatoire, le gros intestin et le foie de souris exposées au 2-nitrotoluène par voie alimentaire. Par ailleurs, une étude de badigeonnage sur la peau des souris a démontré que le 2–nitrotoluène était une substance faiblement initiatrice des tumeurs cutanées. Divers essais in vivo et in vitro ont révélé que cette substance était génotoxique; elle s'est en effet avérée clastogène pour les lymphocytes circulants humains et a entraîné la formation d'adduits à l'ADN chez les rongeurs exposés. Bien que le mode d'induction des tumeurs n'ait pas été complètement élucidé, on peut présumer, en se fondant sur la génotoxicité du 2–nitrotoluène, que les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d'une interaction directe avec le matériel génétique.

L'exposition au 2–nitrotoluène a également été associée à divers effets non cancérogènes chez les animaux de laboratoire. On a ainsi observé des lésions non néoplasiques dans plusieurs types de tissus chez des rats exposés de façon chronique à des doses relativement faibles de 2–nitrotoluène. La dose la plus faible testée dans le cadre de ces études était de 25 mg/kg p.c. par jour. À cette dose et dans des conditions d'exposition identiques, on a relevé des effets sur la reproduction, comme l'atrophie de l'épithélium germinal et l'hyperplasie des cellules interstitielles des testicules chez des rats mâles. Les effets non cancérogènes les plus aigus ont été constatés à une dose de 25 mg/kg p.c. par jour. Les marges d'exposition n'ont pas été calculées dans cette évaluation pour les effets autres que le cancer puisque ces effets sont survenus à des doses qui ont provoqué l'apparition de tumeurs et parce que les renseignements disponibles indiquent que l'exposition de l'ensemble de la population canadienne au 2-nitrotoluène par l'entremise des milieux naturels ou des produits de consommation devrait être négligeable.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente ébauche d'évaluation préalable du 2–nitrotoluène ne prend pas en compte les écarts de la vulnérabilité à la substance pouvant exister entre les humains et les espèces de laboratoire, mais il est utile de noter qu'il existe des voies métaboliques similaires chez les humains et les animaux de laboratoire. Par ailleurs, les études sur la cancérogénicité par voie orale sont limitées, car aucun essai biologique de cancérogénicité n'a exposé les animaux au 2–nitrotoluène par inhalation, alors qu'il s'agit pourtant de la voie d'exposition la plus probable pour l'être humain.

Il existe une certaine incertitude à l'égard de l'estimation des niveaux d'exposition environnementale, car on ne dispose pas de données de surveillance canadiennes. Cependant, au regard des volumes et des utilisations répertoriés, l'exposition environnementale de l'ensemble de la population canadienne est improbable. Cette hypothèse est appuyée par une modélisation environnementale prudente.

Haut de page

Conclusion

D'après les renseignements contenus dans le présent rapport d'évaluation préalable, il est conclu que le 2-nitrotoluène ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de la cancérogénicité du 2-nitrotoluène, pour lequel il pourrait exister une probabilité d'effets nocifs quel que soit le niveau d'exposition, il est conclu que le 2-nitrotoluène est considéré comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Par conséquent, il est conclu que le 2-nitrotoluène satisfait à au moins un des critères établis dans l’article 64 de la LCPE 1999. De plus, le 2-nitrotoluène répond aux critères de persistance, mais ne répond pas aux critères relatifs au potentiel de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Cette substance s’inscrira dans la 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 possibles mesures de contrôle définies à l'étape de la gestion des risques.

Haut de page

Références

ACD/pK_aDB [module de prévision]. 2005. Version 9.04. Toronto (Ont.) : Advanced Chemistry Development. Consulté le 27 février 2009. Accès : http://www.acdlabs.com/products/phys_chem_lab/pka/.

[AIES] Artificial Intelligence Expert System. 2003-2005. Version 1.25. Ottawa (Ont.) : Environnement Canada. Modèle élaboré par Stephen Niculescu. Disponible auprès de la Division des substances nouvelles, Division des évaluations écologiques, Environnement Canada.

Altschuh, J., Bruggemann, R., Santl, H., Eichinger, G., Piringer, O.G. 1999. Henry's Law constants for a diverse set of organic chemicals: experimental determination and comparison of estimation methods. Chemosphere 39:1871-1887.

American Chemistry Council. 2003. Condensed robust summary for 3-nitrotoluene, 201-15562A. Washington (DC) : American Chemistry Council, Monocyclic Aromatic Amines and Nitroaromatics Panel.

[AOPWIN] Atmospheric Oxidation Program for Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 1.91. Washington (DC) : U.S. Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Arnot, J.A., Gobas, F.A.P.C. 2003. A generic QSAR for assessing the bioaccumulation potential of organic chemicals in aquatic food webs [en ligne]. QSAR Comb. Sci. 22(3):337-345. Accès : http://www3.interscience.wiley.com/journal/104557877/home [réserve de consultation]

[ASTER] Assessment Tools for the Evaluation of Risk [en ligne]. 1999. Duluth (MN) : US Environmental Protection Agency, Mid-Continent Ecology Division. Accès : http://www.epa.gov/med/Prods_Pubs/aster.htm [réserve de consultation]

Back, K.C., Thomas, A.A., MacEwen, J.D. 1972. Reclassification of materials listed as transportation health hazards. Washington (DC) : Department of Transportation, Office of the Assistant Secretary for Safety and Consumer Affairs, Office of Hazardous Materials. Report No.: TSA-20-72-3. [cité dans EURAR, 2008].

Bailey, H.C., Spanggord, R.J. 1983. The relationship between the toxicity and structure of nitroaromatic chemicals. In: Bishop, W.E., Cardwell, R.D., Heidolph, B.B. (éditeurs), Aquatic toxicology and hazard assessment: 6th symposium. Philadelphia (PA) : American Society for Testing and Materials. ASTM STP 802. p. 98-107. [cité dans American Chemistry Council, 2003].

[BCFWIN] BioConcentration Factor Program for Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 2.15. Washington (DC) : U.S. Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[BESC] Bureau européen des substances chimiques. 2000. IUCLID [International Uniform Chemical Information Database] dataset for 2-nitrotoluene. Accès : http://ecb.jrc.ec.europa.eu/iuclid-datasheet/88722.pdf

Best EPH, Miller JL, Larson SL. 2001. Tolerance towards explosives, and explosives removal from groundwater in treatment wetland mesocosms. Water Sci Technol 44: 515–521.

Beyer, A., Mackay, D., Matthies, M., Wania, F., Webster, E. 2000. Assessing long-range transport potential of persistent organic pollutants. Environ. Sci. Technol. 34(4):699-703

[BIOWIN] Biodegradation Probability Program for Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 4.02. Washington (DC) : U.S. Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Boethling RS, Howard PH, Beauman JA, Larosche ME. 1995. Factors for intermedia extrapolations in biodegradability assessment. Chemosphere 30(4): 741–752.

Brambilla G, Martelli A. 1990. Human hepatocytes in genotoxicity assays. Pharmacol Res 22(4): 381–392. [cited in EURAR 2008].<}0{>Brambilla, G., Martelli, A. 1990. Human hepatocytes in genotoxicity assays. Pharmacol. Res. 22(4):381-392. [cité dans EURAR, 2008].

Bringmann, V.G., Kuhn, R. 1977. Grenzwerte der Schadwirkung wassergefährdender Stoffe gegen Bakterien (Pseudomonas putida) und Grünalgen (Scenedesmus quadricauda) in Zellvermerungshemmtest. Z. Wasser Abwasser-Forsch. 10:87-98. [cité dans BUA, 1989].

Brown, R.M., Reinhardt, C.F. 1972. Inhalation class B poison. E.I. du Pont de Nemours and Company. Haskell Laboratory Report No. 98-72, daté du 15 mars 1972. [cité dans EURAR, 2008].

[BUA] GDCh-Advisory Committee on Existing Chemicals of Environmental Relevance. 1989. Nitrotoluenes. Stuttgart (Allemagne) : S. Hirzel, Wissenschaftliche Verlagsgesellschaft. BUA Report 41. 104 p.

Butterworth, B.E., Doolittle, D.J., Working, P.K., Strom, S.C., Jirtle, R.L., Michalopoulos, G. 1982. Chemically-induced DNA repair in rodent and human cells. Banbury Rep. 13:101-114. [cité dans EURAR, 2008].

Butterworth, B.E., et al. 1989. Use of primary cultures of human hepatocytes in toxicology studies. Cancer Res. 49(5):1075-1084. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C., 1999, c. 33. Accès : http://canadagazette.gc.ca/archives/p3/1999/g3-02203.pdf

Canada. 2000. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Règlement sur la persistence et la bioaccumulation. C.P. 2000-348, 23 mars 2000, DORS/2000-107. Accès : http://www.gazette.gc.ca/archives/p2/2000/2000-03-29/pdf/g2-13407.pdf

Canada. Ministère de l'Environnement, ministère de la Santé. 2006.Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis d'intention d'élaborer et de mettre en œuvre des mesures d'évaluation et de gestion des risques que certaines substances présentent pour la santé des Canadiens et leur environnement, Gazette du Canada. Partie I, vol. 140, n^o 49, p. 4109-4117. Accès : http://www.canadagazette.gc.ca/archives/p1/2006/2006-12-09/pdf/g1-14049.pdf

Canada, Dept. of the Environment, Dept. of Health. 2009. Canadian Environmental Protection Act, 1999: Notice with respect to Batch 8 Challenge substances. Canada Gazette, Part I, vol. 143, no. 5, p. 190–244. Available from: http://canadagazette.gc.ca/rp-pr/p1/2009/2009-01-31/pdf/g1-14305.pdf#page=6

Canada. Ministère de l'Environnement, ministère de la Santé. 2007. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant les substances du groupe 8 du Défi. Gazette du Canada. Partie I, vol. 143, n^o 5, p. 190-244. Accès : http://canadagazette.gc.ca/rp-pr/p1/2009/2009-01-31/pdf/g1-14305.pdf#page=6

Canton JH, Sloff W, Struys J, Pouw T, Wegman RCC, Piet GJ. 1985. Toxicity, biodegradability and accumulation of a number of Cl/N containing compounds for classification and establishing water criteria. Regul Toxicol Pharmacol 5: 123–131.

Case, R.A., Pearson, J.T. 1954. Tumours of the urinary bladder in workmen engaged in the manufacture and use of certain dyestuff intermediates in the British chemical industry. Part II. Further consideration of the role of aniline and of the manufacture of auramine and magenta (fuchsine) as possible causative agents. Br. J. Ind. Med. 11(3):213-216. [cité dans NTP, 2008].

Castillo-Garit JA, Marrero-Ponce Y, Escobar J, Torrens F, Rotondo R. 2008. A novel approach to predict aquatic toxicity from molecular structure. Chemosphere 73: 415–427.<}0{>Castillo-Garit, J.A., Marrero-Ponce, Y., Escobar, J., Torrens, F., Rotondo, R. 2008. A novel approach to predict aquatic toxicity from molecular structure. Chemosphere 73:415-427.<0}

[CATABOL] Probabilistic assessment of biodegradability and metabolic pathways [modèle informatique]. ©2004-2008. Version 5.10.2. Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry. Accès : http://oasis-lmc.org/?section=software&swid=1

ChemCAN [Level III fugacity model of 24 regions of Canada]. 2003. Version 6.00. Peterborough (Ont.) : Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/CC600.html

Chiu CW, Lee LH, Wang CY, Bryan GT. 1978. Mutagenicity of some commercially available nitro compounds for Salmonella typhimurium. Mutat Res 58(1): 11–22. [cité dans EURAR 2008; NTP 2008].

Ciss M. 1978. Étude analytique, toxicologique et biochimique des dérivés mononitrés du toluène. Dissertation. Université René Descartes de Paris. Série E-No. 17. [cité dans EURAR 2008].

Ciss M, Dutertre H, Huyen N, Phu-Lich N, Truhaut R. 1980a. Étude toxicologique des nitrotoluènes: toxicité aigue et toxicité subaigue. Dakar Med 25(4): 303–311.

Ciss, M., Huyen, N., Dutertre, H., Phu-Lich, N., Truhaut, R. 1980b. Étude toxicologique des nitrotoluènes: toxicité à long terme. Dakar Med. 25(4):293-302.

Commission européenne. 2009. Legislation CLP-GHS, CLP-Regulation (EC) No 1272/2008: Annex VI, Table 3-1 [en ligne]. Accès : http://ec.europa.eu/enterprise/reach/ghs/legislation/index_en.htm

Deneer, J.W., Sinnige, T.L., Seinen, W., Hermens, J.L.M. 1987. Quantitative structure-activity relationships for the toxicity and bioconcentration factor of nitrobenzene derivatives towards the guppy (Poecilia reticulate). Aquatic Toxicology 10:115-129.

Deneer JW, van Leeuwen CJ, Seinen W, Mas-Diepeveen JL, Hermens JLM. 1989. QSAR study of the troxicity of nitrobenzene derivates towards Daphnia magna, Chrloella pyrenoidosa nd Photobacterium phosphoreum. Aquat Toxicol 1: 83-98.

[DFG] Deutsche Forschungsgemeinschaft (German Research Foundation). 2002. MAK Value Document 19(1993), 34(2002). Vol. 8. [en ligne]. Accès : http://mrw.interscience.wiley.com/makbat/db/articles/mbe8872/image_n/mb8872e0008.pdf [réserve de consultation]

Doolittle DJ, Sherrill JM, Butterworth BE. 1983. Influence of intestinal bacteria, sex of the animal, and position of the nitro group on the hepatic genotoxicity of nitrotoluene isomers in vivo. Cancer Res 43(6): 2836–2842.

Duchowicz PR, Vitale MG, Castro EA. 2008. Partial order ranking for the aqueous toxicity of aromatic mixtures. J Math Chem 44: 541–549.

Dugal M. 2005. Nitrobenzene and nitrotoluenes. In: Kirk-Othmer encyclopedia of chemical technology [Internet]. [cited 2009 Feb 19]. Available from: http://mrw.interscience.wiley.com/emrw/9780471238966/kirk/article/nitradki.a01/current/pdf [restricted access]

Duguet JP, Anselme C, Mazounie P, Mallevialle J. 1988. Application of the ozone–hydrogen peroxide combination for the removal of toxic compounds from a groundwater. In: Angeletti G, Bjorseth A, editors. Organic micropollutants in the aquatic environment, proceedings of the fifth European symposium. Dordrecht (NL): Kluwer Academic Publishers. p. 299–309.

Dunnick JK, Burka LT, Mahler J, Sills R. 2003. Carcinogenic potential of o-nitrotoluene and p-nitrotoluene. Toxicology 183(1–3): 221–234.<}0{>Dunnick, J.K., Burka, L.T., Mahler, J., Sills, R. 2003. Carcinogenic potential of o-nitrotoluene and p-nitrotoluene. Toxicology 183(1-3):221-234.<0}

[ECOSAR] Ecological Structure Activity Relationships [en ligne]. 2004. Version 0.99h. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Environnement Canada. 1988. Données de la Liste intérieure des substances (LIS), 1984-1986, recueillies en vertu du paragraphe 25(1) de la LCPE et conformément au guide de déclaration à la Liste intérieure des substances, ministère des Approvisionnements et des Services. Données produites par Environnement Canada.

Environnement Canada. 2007. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA, 1999: science resource technical series: draft module on QSARs. Document de travail préliminaire révisé. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division des évaluations écologiques.

Environment Canada. 2008. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA, 1999: science resource technical series, technical guidance module: the Industrial Generic Exposure Tool – Aquatic (IGETA). Working document. Gatineau (QC): Environment Canada, Ecological Assessment Division.

Environnement Canada. 2008. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA, 1999: science resource technical series, technical guidance module: the Industrial Generic Exposure Tool - Aquatic (IGETA). Document de travail. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division des évaluations écologiques.

Environnement Canada. 2009a. Données sur les substances du lot 8 recueillies en vertu de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances identifiées dans le huitième lot du Défi. Données préparées par le Programme des substances existantes d'Environnement Canada.

Environment Canada. 2009b. IGETA report: CAS RN88-72-2, 2009-07-31. Unpublished report. Gatineau (QC): Environment Canada, Ecological Assessment Division.

Environnement Canada. 2009b. Rapport IGETA : CAS RN88-72-2, le 31 juillet 2009. Rapport inédit. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division des évaluations écologiques.

[EQC] Equilibrium Criterion Model. 2003. Version 2.02. Peterborough (Ont.) : Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/EQC2.html

[ESIS] European Chemical Substances Information System [base de données sur Internet]. 2008. 2-Nitrotoluene. Bureau européen des substances chimiques (BESC). [consultée le 13 juillet 2009]. Accès : http://ecb.jrc.it/esis/

[EURAR] European Union risk assessment report: CAS: 88-72-2: 2-Nitrotoluene [Version définitive approuvée en ligne]. 2008. Luxembourg : Office des publications officielles des Communautés européennes. Accès : http://ecb.jrc.ec.europa.eu/DOCUMENTS/Existing-Chemicals/RISK_ASSESSMENT/REPORT/2nitrotoluenereport403.pdf

Feltes, J., Levsen, K., Volmer, D., Spiekermann, M. 1990. Gas chromatographic and mass spectrometric determination of nitroaromatics in water. J. Chromatogr. 518:21-40.

Fenner, K., et al. 2005. Comparing estimates of persistence and long-range transport potential among multimedia models. Environ. Sci. Technol. 39:1932-1942.

Furihata, C., Matsushima, T. 1987. Use of in vivo/in vitro unscheduled DNA synthesis for identification of organ-specific carcinogens. Crit. Rev. Toxicol. 17(3):245-277. [cité dans EURAR, 2008].<0}

Galloway SM, Armstrong MJ, Reuben C, Colman S, Brown B, Cannon C, Bloom AD, Nakamura F, Ahmed M, Duk S, Rimpo J, Margolin BH, Resnick MA, Anderson B, Zeiger E. 1987. Chromosome aberrations and sister chromatid exchanges in Chinese hamster ovary cells: evaluations of 108 chemicals. Environ Mol Mutagen 10(Suppl 10): 1–175. [cité dans EURAR 2008; NTP 2008].

Galloway, S.M., et al., 1987. Chromosome aberrations and sister chromatid exchanges in Chinese hamster ovary cells: evaluations of 108 chemicals. Environ. Mol. Mutagen. 10(Suppl 10):1-175. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Goldblatt MW. 1955. Research in industrial health in the chemical industry. Br J Ind Med 12(1): 1–20. [cited in EURAR 2008].<}0{>Goldblatt, M.W. 1955. Research in industrial health in the chemical industry. Br. J. Ind. Med. 12(1):1-20. [cité dans EURAR, 2008].

Gorontzy T, Drzyzga O, Kahl MW, Bruns-Nagel D, Breitung J, von Loew E, Blotevogel K-H. 1994. Microbial degradation of explosives and related compounds. Crit Rev Microbiol 20(4): 265–284.

Götz R, Bauer OH, Roch FK. 1998. Organic trace compounds in the water of the river Elbe near Hamburg. Chemosphere 36: 2085–2101.<}0{>Götz, R., Bauer, O.H., Roch, F.K. 1998. Organic trace compounds in the water of the river Elbe near Hamburg. Chemosphere 36:2085-2101.

Gupta, R.L., Gupta, A.K., Pathak, D.P., Juneja, T.R. 1987. Mutagenic studies of ortho-toluidine and its potential metabolites. Indian J. Exp. Biol. 25:618-622. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Haigler BE, Wallace WH, Spain JC. 1994. Biodegradation of 2-nitrotoluene by Pseudomonas sp strain JS42. Appl Environ Microbiol 60(9): 3466–3469.

Hansch C, Leo A, Hoekman D. 1995. Exploring QSAR: hydrophobic, electronic, and steric constants. Washington (DC): American Chemical Society.

Haworth S, Lawlor T, Mortelmans K, Speck W, Zeiger E. 1983. Salmonella mutagenicity test results for 250 chemicals. Environ Mutagen 5(Suppl 1): 1–142. [cited in EURAR 2008; NTP 2008].

[HENRYWIN] Henry's Law Constant Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 3.20. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Hilmi A, Luong JHT, Nguyen AL. 1999. Determination of explosives in soil and ground water by liquid chromatography–amperometric detection. J Chromatogr A 844: 97–110.

Hoffmann D, Rathkamp G. 1970. Quantitative determination of nitrobenzenes in cigarette smoke. Anal Chem 42: 1643–1647.

Hollander, H., Weigand, H. 1975a. Inhalationsversuche mit o-nitrotoluol an mannlichen SPF-Wistar-Ratten. Hoechst AG, rapport n^o 593/75 daté du 12 avril 1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hollander, H., Weigand, H. 1975b. Akute dermale toxizitat von o-nitrotoluol an weiblichen SPF-Wistar-Ratten. Hoechst AG, rapport n^o 496/75 daté du 10 février 1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hollander, H., Weigand, H. 1975c. Akute dermale toxizitat von o-nitrotoluol an weiblichen SPF-Wistar-Ratten. Hoechst AG, rapport n^o 495/75 daté du 10 février 1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hollander, H., Weigand, H. 1975d. Wirkung von o-nitrotoluol auf das blutdild weiblicher katzen. Hoechst AG, rapport n^o 497/75 daté du 10 février1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hong, H.L., Ton, T.V., Devereux, T.R., Moomaw, C., Clayton, N., Chan, P., Dunnick, J.K., Sills, R.C. 2003. Chemical-specific alterations in ras, p53, and β-catenin genes in hemangiosarcomas from B6C3F1 mice exposed to o-nitrotoluene or riddelliine for 2 years. Toxicol. Appl. Pharmacol. 191(3):227-234. [cité dans NTP, 2008].

Howard, P.H., Santodonato, J., Saxena, J., Malling, J.E., Greninger, D. 1976. Investigation of selected potential environmental contaminants: nitroaromatics. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Toxic Substances. Prepared for EPA Contract No. 68-01-2999, Report No. EPA-560/2-76-010.

[HSDB] Hazardous Substances Data Bank. 2009. HSDB No. 2189: 2-Nitrotoluene. Bethesda (MD) : National Library of Medicine. [mise à jour le 16 avril 2009; consultée le 25 juillet 2009]. Accès : http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?HSDB

Huang, Q., Liu, Y., Wang, L., Han, S., Yang, J. 1996. Genotoxicity of substituted nitrobenzenes and the quantitative structure-activity relationship. J. Environ. Sci. (China) 8(1):103-109. [cité dans NTP, 2008].

Huntingdon Research Centre. 1994. Ortho-Nitrotoluene (ONT): a preliminary screening test for reproductive toxicity (BFS59/931307). Huntingdon (Royaume-Uni) : Huntingdon Research Centre. [cité dans OCDE, 1994].

[HYDROWIN] Hydrolysis Rates Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 1.67. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[IARC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1987. Overall evaluation of carcinogenicity: an updating of IARC Monographs Volumes 1 to 42. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risk Chem. Hum. Suppl. 7. [cité dans NTP, 2008].

[IARC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1993. Occupational exposures of hairdressers and barbers and personal use of hair colourants; some hair dyes, cosmetic colourants, industrial dyestuffs and aromatic amines. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risk Chem. Hum. 57. [cité dans NTP, 2008].

[IARC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1996. 2-Nitrotoluene, 3-nitrotoluene and 4-nitrotoluene [en ligne]. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 65:409-435. Accès : http://monographs.iarc.fr/ENG/Monographs/vol65/mono65-12.pdf

[INRP] Inventaire national de rejets de polluants [base de données sur Internet]. 2007. Gatineau (Qc) : Environnement Canada. [consulté le 24 juillet 2009]. Accès : http://www.ec.gc.ca/pdb/querysite/query_f.cfm

Ishidate, M. Jr., Harnois, M.C., Sofuni, T. 1988. A comparative analysis of data on the clastogenicity of 951 chemical substances tested in mammalian cell cultures. Mutat. Res. 195(2):151-213. [cité dans NTP, 2008].

[JETOC] Japan Chemical Industry Ecology-Toxicology & Information Center. 1996. Mutagenicity test data of existing chemical substances. Based on the toxicity investigation system of the industrial safety and health law. Tokyo (Japon) : JETOC. [cité dans EURAR, 2008].

Jones, C.R., Beyerbach, A., Seffner, W., Sabbioni, G. 2003. Hemoglobin and DNA adducts in rats exposed to 2-nitrotoluene. Carcinogenesis 24(4):779-787.

Jones, C.R., Sabbioni, G. 2003. Identification of DNA adducts using HPLC/MS/MS following in vitro and in vivo experiments with arylamines and nitroarenes. Chem. Res. Toxicol. 16(10):1251-1263.

Jones, C.R., Sepai, O., Liu, Y.Y., Yan, H., Sabbioni, G. 2005. Hemoglobin adducts in workers exposed to nitrotoluenes. Carcinogenesis 26(1):133-143. [cité dans NTP, 2008].

Kaneko, T., Shimo, T., Yasuhara, K., Hirose, A., Ogawa, Y., Suzuki, S., Nakaji, Y., Kurokawa, Y. 1993. Twenty-eight-day repeated dose toxicity tests of o-nitrotoluene in Wistar rats. J. Toxicol. 18:422. [cité dans EURAR, 2008].

Kawai, A., Goto, S., Matsumoto, Y., Matsushita, H. 1987. Mutagenicity of aliphatic and aromatic nitro compounds: industrial materials and related compounds. Jpn. J. Ind. Health 29:34-54. [cité dans EURAR, 2008].

Kinkead, E.R., MacEwen, J.D., Haun, C.C., Vernot, E.H., Dacre, J.C. 1977. Toxic hazards evaluation of five atmospheric pollutants from army ammunition plants. Wright-Patterson Air Force Base (OH) : Air Force Systems Command, Aerospace Medical Division, Aerospace Medical Research Laboratory Technical Report AMRL-TR-77-25. NTIS AD-A043957. [cité dans EURAR, 2008].

Klasmeier, J., et al. 2006. Application of multimedia models for screening assessment of long-range transport potential and overall persistence. Environ. Sci. Technol. 40:53-60.

[KOCWIN] Soil Adsorption Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2009. Version 2.0. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Kovalenko, I.I. 1973. Hemotoxic properties of nitrotoluenes as a function of the isomerism and number of nitro groups. Farmakol Toksikol (Kiev) 8:137-140. [cité dans EURAR, 2008].

[KOWWIN] Octanol-Water Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 1.67a. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Kozawa, T., Wueki, T., Kobayashi, H., Matsui, S. 1992. Management of toxics for the Fukashiba industrial wastewater treatment plant of the Kashima petrochemical complex. Water Sci. Technol. 25:247-254.

Lee, E.M., Lee, S.Y., Lee, W.S., Kang, J.S., Han, E., Go, S.Y., Sheen, Y.Y., Kim, S.H., Park, S.N. 2007. Genetic toxicity test of o-nitrotoluene by Ames, micronucleus, comet assays and microarray analysis. Mol. Cell. Toxicol. 3(2):107-112. [cité dans NTP, 2008].

Liu DH, Bailey HC, Pearson JG. 1983. Toxicity of complex munitions wastewater to aquatic organisms. In: Bishop WE, Cardwell RD, Heidolph BB, editors. Aquatic toxicology and hazard assessment: 6th symposium. Philadelphia (PA): American Society for Testing and Materials. ASTM STP 802. p. 135–150.

Lysy, H.H., McCay, J.A., White, K.L., Munson, A.E. 1988. Suppression of humoral immunity by mono-nitrotoluenes (a structural activity study). Toxicologist 8:81. [cité dans EURAR, 2008].

Matsushima, T., Hayashi, M., Matsuoka, A., Ishidate, M. Jr., Miura, K.F., Shimizu, H., Suzuki, Y., Morimoto, K., Ogura, H., Mure, K., Koshi, K., Sofuni, T. 1999. Validation study of the in vitro micronucleus test in a Chinese hamster lung cell line (CHL/IU). Mutagenesis 14(6):569-580. [cité dans NTP, 2008].

McDonnell, M.E., Reinhardt, C.F. 1972. Class B poison test on rabbit skin. E.I. du Pont de Nemours and Company. Rapport Haskell Laboratory n^o 84-72 daté du 3 mars 1972. [cité dans EURAR, 2008].

Meijers AP, van Der Leer CR. 1976. The occurrence of organic micropollutants in the river Rhine and the river Maas in 1974. Water Res 10: 597–604.<}0{>Meijers, A.P., van Der Leer, C.R. 1976. The occurrence of organic micropollutants in the river Rhine and the river Maas in 1974. Water Res. 10:597-604.

Meylan, W.M., Howard, P.H. 1993. Computer estimation of the atmospheric gas-phase reaction rate of organic compounds with hydroxyl radicals and ozone. Chemosphere 26:2293-2299.

Ministère japonais de l'environnement. 2004. Surveyed chemical substances and their detected levels in the environment (a cumulative list for fiscal year 1974-2003). [consulté le 19 février 2009]. Accès : http://www.env.go.jp/chemi/kurohon/en/http2004e/03-cie/summary2004.pdf

[MITI] Ministry of International Trade & Industry (JP), Basic Industries Bureau, Chemical Products Safety Division. 1992. Biodegradation and bioaccumulation data of existing chemicals based on the CSCL Japan. Tokyo (JP): Japan Chemical Industry Ecology-Toxicology & Information Center.

Miyata, R., Nohmi, T., Yoshikawa, K., Ishidate, M. 1981. Metabolic activation of p-nitrotoluene and trichloroethylene by rat-liver S9 fractions in Salmonella typhimurium strains. Eisei Shikensho Hokoku 99:60-65. [cité dans EURAR, 2008].

[MPBPWIN] Melting Point Boiling Point Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 1.43. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Mussmann, P., Preiss, A., Levsen, K., Wuensch, G. 1994. Method development for the analysis of nitrotoluenes, nitramines and other organic compounds in ammunition waste water. Vom Wasser 82:79-90.

Nahmi, T., Yoshikawa, K., Nakadate, M., Miyata, R., Ishidate, M.J. 1984. Mutations in Salmonella typhimurium and inactivation of Bacillus subtilis transforming DNA induced by phenylhydroxylamine derivatives. Mutat. Res. 136:159-168. [cité dans EURAR, 2008].

[NCI] National Chemical Inventories [base de données sur CD-ROM]. 2006. Columbus (OH) : American Chemical Society. [consultée le 11 décembre 2006]. Accès : http://www.cas.org/products/cd/nci/index.html

Nojima, K., Kanno, S. 1977. Studies on photochemistry of aromatic hydrocarbons. IV. Mechanism of formation of nitrophenols by the photochemical reaction of benzene and toluene with nitrogen oxides in air. Chemosphere 6:371-376.

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 1992. Toxicity studies of o-, m- and p-nitrotoluenes administered in dosed feed to F344/N rats and B6C3F1 mice [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NTP Toxicity Report Series (TOX) No. 23. NIH Publication No. 93-3346. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/ntp/htdocs/ST_rpts/tox023.pdf

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 1996. Comparative toxicity and carcinogenicity studies of o-nitrotoluene and o-toluidine hydrochloride (CAS No. 88-72-2 and 636-21-5) administered in feed to male F344/N rats [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NTP Toxicity Report Series (TOX) No. 44. NIH Publication No. 96-3936. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/ntp/htdocs/ST_rpts/tox044.pdf

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 2002. Toxicology and carcinogenesis studies of o-nitrotoluene (CAS No. 88-72-2) in F344/N rats and B6C3F1 mice (feed studies) [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NTP Technical Report Series (TR) No. 504. NIH Publication No. 02-4438. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/ntp/htdocs/LT_rpts/tr504.pdf

[NTP] National Toxicology Program (US). 2007. Captafol/o-nitrotoluene expert panel report: Part B - Recommendations for listing status for o-nitrotoluene in the RoC [Report on Carcinogens] and scientific justification for the recommendation [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/files/o_Nitrotolouene_ReportPart_B_5081.pdf

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 2008. Report on carcinogens (12^e) background document for o-nitrotoluene [Version finale en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/?objectid=BD1A20B5-F1F6-975E-7CF8CBFACF0FC7EF

[OASIS Forecast] Optimized Approach based on Structural Indices Set [en ligne]. 2005. Version 1.20. Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry. [consulté le 31 janvier 2007]. Accès : http://oasis-lmc.org/?section=software

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 1994. SIDS [Screening Information Dataset] dossier on the OECD HPV [high production volume] chemical 2-nitrotoluene (2NT), CAS No. 88-72-2, CH₃C₄H₄NO₂ (“Full SIDS Dossier”). Paris (France) : OCDE, Division de l'environnement.

O'Neil, M.J. (éd.) 2001. Merck index: an encyclopedia of chemicals, drugs and biologicals. 13th ed. Whitehouse Station (NJ) : Merck and Co., Inc. [cité dans HSDB, 2009].

Parales, J.V., Kumar, A., Parales, R.E., Gibson, D.T. 1996. Cloning and sequencing of the genes encoding 2-nitrotoluene dioxygenase from Pseudomonas sp JS42. Gene 181:57-61.

Parales, J.V., Parales, R.E., Resnick, M., Gibson, D.T. 1998. Enzyme specificity of 2-nitrotoluene 2,3-dioxygenase from Pseudomonas sp strain JS42 is determined by the C-terminal region of the α subunit of the oxygenase component. J. Bacteriol. 180(5):1194-1199.

Parton, J.W., Yount, D.J., Garriott, M.L. 1995. Improved sensitivity of the unscheduled DNA synthesis assay in primary rat hepatocytes following culture in serum-free defined media. Environ. Mol. Mutagen. 26(2):147-154. [cité dans NTP, 2008].

Pellizzari, E.D. 1978. Quantitation of chlorinated hydrocarbons in previously collected air samples. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency. EPA-450/3-78-112.

Perry, R.H., Green, D. 1984. Perry's chemical handbook. 6^e éd. New York (NY) : McGraw-Hill.

Pitter, P. 1976. Determination of biological degradability of organic substances. Water Res. 10:231-235.

Ramos, E.U., Vaes, W.H.J., Mayer, P., Hermens, J.L.M. 1999. Algal growth inhibition of Chlorella pyrenoidosa by polar narcotic pollutants: toxic cell concentrations and QSAR modelling. Aquat. Toxicol. 46(10):1-10.

Ramos, E.U., Vermeer, C., Vaes, W.H.J., Hermens, J.L.M. 1998. Acute toxicity of polar narcotics to three aquatic species (Daphnia magna, Poecilia reticulata and Lymnaea stagnalis) and its relation to hydrophobicity. Chemosphere 37(4):633-650.

Rickert, D.E., Long, R.M., Dyroff, M.C., Kedderis, G.L. 1984. Hepatic macromolecular covalent binding of mononitrotoluenes in Fischer-344 rats. Chem. Biol. Interact. 52(2):131-139.

Rippen, G. 1989. Handbuch der Umweltchemikalien: Stoffdaten-Pruefverfahren-Vorschriften (2. Aufl.), Band 2,3,9. (1991), 13. (1992) and 16. (1992). Landsberg (Allemagne) : Erg. Lfg. Ecomed. [cité dans Gorontzy et al., 1994].

Robertson, J.B., Spain, J.C., Haddock, J.D., Gibson, D.T. 1992. Oxidation of nitrotoluenes by toluene dioxygenase: evidence for a monooxygenase reaction. Appl. Environ. Microbiol. 58(8):2643-2648.<0}

Rubino, G.F., Scansetti, G., Piolatto, G., Pira, E. 1982. The carcinogenic effect of aromatic amines: an epidemiological study on the role of o-toluidine and 4,4'-methylene bis(2-methylaniline) in inducing bladder cancer in man. Environ. Res. 27(2):241-254. [cité dans NTP, 2008].

Sabbioni, G., et al., 2006. Biomarkers of exposure, effect, and susceptibility in workers exposed to nitrotoluenes. Cancer Epidemiol. Biomarkers Prev. 15(3):559-566.

Scheringer, M., MacLeod, M., Wegmann, F. 2006. The OECD P_OV and LRTP Screening Tool [en ligne]. Version 2.0. Organisation for Economic Cooperation and Development; Zurich (Suisse) : École Polytechnique Fédérale de Zurich. Distribué lors de l'atelier OCDE-PNUE sur l'utilisation de modèles multimédias pour déterminer les polluants organiques persistants, tenu à Ottawa (Canada), du 31 mai au 2 juin 2006. Accès : http://www.sust-chem.ethz.ch/downloads/Tool2_0_Manual.pdf

Schultz, T.W. 1999. Structure-toxicity relationships for benzenes evaluated with Tetrahymena pyriformis. Chem. Res. Toxicol. 12:1262-1267.

Sharma, G.P., Chaudhry, A., Ahluwalia, K.K. 1989. Genotoxic effect of three N-oxidized derivatives of o-toluidine on the germ cells of a mosquito, Culex fatigans (Culicidae: Diptera). Res. Bull. (Sci.) Panjab Univ. 40:55-59. [cité dans EURAR, 2008].

Shimizu, M., Yano, E. 1986. Mutagenicity of mono-nitrobenzene derivatives in the Ames test and rec assay. Mutat. Res. 170(1-2):11-22. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Sills, R.C., Hong, H.L., Flake, G., Moomaw, C., Clayton, N., Boorman, G.A., Dunnick, J., Devereux, T.R. 2004. o-Nitrotoluene-induced large intestinal tumors in B6C3F1 mice model human colon cancer in their molecular pathogenesis. Carcinogenesis 25(4):605-612. [cité dans NTP, 2008].

Simmons, M.S., Zepp, R.G. 1986. Influence of humic substances on photolysis of nitroaromatic compounds in aqueous systems. Water Res. 20:899-904.

Slaga, T.J., Triplett, L.L., Smith, L.H., Witschi, H.P. 1985. Carcinogenesis of nitrated toluenes and benzenes, skin and lung tumour assays in mice. Final report. Oak Ridge (TN) : Oak Ridge National Laboratory. Report No. AD-A155 723, ORNL/TM-9645. [cité dans DFG, 2002; EURAR, 2008].

Spanggord, R.J., Gibson, B.W., Keck, R.G., Thomas, D.W. 1982a. Effluent analysis of wastewater generated in the manufacture of 2,4,6-trinitrotoluene. 1. Characterization study. Environ. Sci. Technol. 16:229-232.

Spanggord, R.J., Mortelmans, K.E., Griffin, A.F., Simmon, V.F. 1982b. Mutagenicity in Salmonella typhimurium and structure-activity relationships of wastewater components emanating from the manufacture of trinitrotoluene. Environ. Mutagen. 4(2):163-179. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

[SRD] Source Ranking Database. 2004. Version 4.0. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/srddl.htm

Stangroom SJ, Collins CD, Lester JN. 1998. Sources of organic micropollutants to lowland rivers. Environ Technol 19: 643–666.<}0{>Stangroom, S.J., Collins, C.D., Lester, J.N. 1998. Sources of organic micropollutants to lowland rivers. Environ. Technol. 19:643-666.

Struijs J, Stoltenkamp J. 1986. Ultimate biodegradation of 2-, 3- and 4-nitrotoluene. Sci Total Environ 57: 161–170.<}0{>Struijs, J., Stoltenkamp, J. 1986. Ultimate biodegradation of 2-, 3- and 4-nitrotoluene. Sci. Total Environ. 57:161-170.

Sundvall, A., Marklund, H., Rannung, U. 1984. The mutagenicity on Salmonella typhimurium of nitrobenzoic acids and other wastewater components generated in the production of nitrobenzoic acids and nitrotoluenes. Mutat. Res. 137:71-78. [cité dans EURAR, 2008].

Suzuki, J., Koyama, T., Suzuki, S. 1983. Mutagenic assay of aromatic nitro compounds with Salmonella typhimurium. Mutat. Res. 91(4-5):321-325. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Swaminathan, K., Kondawar, V.K., Chakrabarti, T., Subrahmanyam, P.V.R. 1987. Identification and quantification of organics in nitro aromatic manufacturing wastewaters. Indian J. Environ. Health 29:32-38.

Tokiwa, H., Nakagawa, R., Ohnishi, Y. 1981. Mutagenic assay for aromatic nitro compounds with Salmonella typhimurium. Mutat. Res. 91(4-5):321-325. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Ton, T.T., Elwell, M.R., Morris, R.W., Maronpot, R.R. 1995. Development and persistence of placental glutathione-S-transferase-positive foci in livers of male F344 rats exposed to o-nitrotoluene. Cancer Lett. 95(1-2):167-173.

[TOPKAT] TOxicity Prediction by Komputer Assisted Technology [en ligne]. 2004. Version 6.2. San Diego (CA) : Accelrys Software Inc. [consulté le 31 janvier 2007]. Accès : http://www.accelrys.com/products/topkat/index.html

Toze, S., Zappia, L. 1999. Microbial degradation of munition compounds in production wastewater. Water Res. 33(13):3040-3045.

[TRI] Toxics Release Inventory [base de données sur Internet]. 2006. TRI Explorer 4.7. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency. [consultée le 9 février 2009]. Accès : http://www.epa.gov/triexplorer/

[USEPA] US Environmental Protection Agency. 1986-2002. Toxic Substances Control Act: Inventory Update Reporting (TSCA-IUR). Non-confidential production volume information for 1986, 1990, 1994, 1998 and 2002 reporting cycles [CD-ROM]. Washington (DC) : USEPA.

Van De Meent, D., Den Hollander, H.A., Pool, W.G., Vredenbregt, M.J., Van Oers, HA.M., De Greef, E., Luijten, J.A. 1986. Organic micropollutants in Dutch coastal waters. Water Sci. Technol. 18(4-5):73-81.

Vasilenko, N.M., Kovalenko, I.I. 1976. Effects of isomerism and quantity of nitro groups on toxic properties of nitrotoluenes. Tr. Khar'k Med. Inst. 124:32-34. [cité dans EURAR, 2008].

Vernot, E.H., MacEwen, J.D., Haun, C.C., Kinkead, E.R. 1977. Acute toxicity and skin corrosion data for some organic and inorganic compounds and aqueous solutions. Toxicol. Appl. Pharmacol. 42:417-423. [cité dans EURAR, 2008].

Vineis, P., Magnani, C. 1985. Occupation and bladder cancer in males: a case-control study. Int. J. Cancer 35(5):599-606. [cité dans NTP, 2008].

Wang, Y., Wang, Z., Wang, C., Wang, W. 1999. Uptake of weakly hydrophobic nitroaromatics from water by semipermeable membrane devices (SPMDs) and by goldfish (Carassius auratus). Chemosphere 38(1):51-66.

Wania, F. 2003. Assessing the potential of persistent organic chemicals for long-range transport and accumulation in polar regions. Environ. Sci. Technol. 37:1344-1351.

Wania, F. 2006. Potential of degradable organic chemicals for absolute and relative enrichment in the Arctic. Environ. Sci. Technol. 40:569-577.

Weast, R.C. (éd.) 1989. Handbook of chemistry and physics. 69^e éd. Boca Raton (FL) : CRC Press. [cité dans HSDB, 2009].

Working, P.K., Butterworth, B.E. 1984. An assay to detect chemically induced DNA repair in rat spermatocytes. Environ. Mutagen. 6(3):273-286. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

[WSKOWWIN] Water Solubility for Organic Compounds Program for Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 1.41a. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Yalkowsky, S.H., He, Y. 2003. Handbook of aqueous solubility data: an extensive compilation of aqueous solubility data for organic compounds extracted from the AQUASOL database. Boca Raton (FL) : CRC Press.

Yoshioka, Y., Ose, Y., Sato, T. 1986. [Testing and evaluation of chemical toxicity on Tubifex.] Eisei Kagadu 32:308-311 (en japonais avec extrait en anglais).

Zoeteman, B.C.J. 1980. Sensory assessment of water quality. Oxford (Royaume-Uni) : Pergamon Press.

Zoeteman, B.C.J., Karmsen, K., Linders, J.B.H.J., Morra, C.F.H., Slooff, W. 1980. Persistent organic pollutants in river water and ground water of the Netherlands. Chemosphere 9:231-249.

Haut de page

Annexe 1 : Résumé des données relatives aux effets du 2–nitrotoluène sur la santé

Note de bas de page

Haut de page

Archivée

Cette page Web a été archivée dans le Web.

2-Nitrotoluène

Numéro de registre du Chemical Abstracts Service
88-72-2

Environnement Canada
Santé Canada

Juillet 2010

(Version PDF - 406 Ko)

1. Sommaire
2. Introduction
3. Identité de la substance
4. Propriété physiques et chimiques
5. Sources
6. Utilisations
7. Rejets dans l'environnement
8. Devenir dans l'environnement
9. Persistance et potentiel de bioaccumulation
10. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
11. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine au Canada
12. Conclusion
13. Références
14. Annexe 1 : Résumé des données relatives aux effets du 2–nitrotoluène sur la santé

Sommaire

En application de 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 du 2-nitrotoluène, dont le numéro de registre du Chemical Abtracts Service est 88-72-2. Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard de cette substance durant la catégorisation visant la Liste intérieure dans le cadre du Défi. Le 2-nitrotoluène présente un risque d’exposition intermédiaire pour les particuliers au Canada et il a été classé par d’autres organismes en fonction de sa cancérogénicité et de sa génotoxicité. Cette substance répond aux critères environnementaux de la catégorisation relatifs à la persistance, mais elle ne répond pas à ceux de la bioaccumulation ou de la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Bien qu’une évaluation des risques pour l’environnement ait été préparée, la présente évaluation du 2-nitrotoluène est axée sur les risques pour la santé humaine.

Le 2-nitrotoluène n’est pas présent à l’état naturel dans l’environnement. Il s’agit d’une substance organique qui est utilisée principalement comme produit intermédiaire dans diverses industries au Canada et ailleurs dans le monde. Selon les renseignements obtenus en application de l’article 71 de la LCPE (1999), la quantité totale de 2-nitrotoluène importée et utilisée au Canada en 2006 variait de 100 à 1 000 kg. Aucune fabrication de cette substance n’a été signalée au pays. La population générale ne sera vraisemblablement pas exposée au 2-nitrotoluène puisque cette substance est utilisée dans le secteur industriel. Seule l’industrie des explosifs l’utilise au Canada et les produits qui y sont associés ne sont pas destinés à l’ensemble de la population.

On s’attend à ce que l’exposition de la population générale au 2-nitrotoluène présent dans les milieux naturels (air, eau potable et sol) soit négligeable. Il ne devrait pas non plus être présent dans les aliments et les boissons. Selon les renseignements obtenus sur les utilisations actuelles du 2-nitrotoluène, l’exposition de l’ensemble de la population à cette substance devrait être négligeable.

Comme le 2-nitrotoluène a été classé par d’autres organismes nationaux et internationaux en fonction de sa cancérogénicité, la présente évaluation préalable porte principalement sur cette caractéristique. Une incidence accrue de tumeurs a été observée dans de nombreux tissus, notamment les tissus mésothéliaux (tunique vaginale des testicules, épididyme, paroi abdominale ou surface des organes abdominaux) la peau (hypoderme), les glandes mammaires, le foie et les poumons, chez des rats exposés au 2-nitrotoluène par voie alimentaire. Des tumeurs ont aussi été observées dans le système circulatoire, le gros intestin et le foie de souris exposées également par voie alimentaire. Divers essais in vivo et in vitro ont révélé que cette substance était génotoxique; elle s’est particulièrement avérée clastogène pour les lymphocytes périphériques humains et a entraîné la formation d’adduits d’acide désoxyribonucléique (ADN) chez les rongeurs exposés. Bien que le mode d’induction des tumeurs n’ait pas été complètement élucidé, on peut présumer, en se fondant sur la génotoxicité du 2-nitrotoluène, que les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d’une interaction directe avec le matériel génétique.

L’exposition au 2-nitrotoluène a aussi été associée à des effets autres que le cancer chez des animaux de laboratoire, notamment des effets sur le développement, le système reproducteur, les poumons, le foie, la rate, la moelle osseuse et le système hématopoïétique. Les marges d’exposition n’ont pas été calculées dans cette évaluation pour les effets autres que le cancer, car ces effets sont survenus à des doses ayant provoqué l’apparition de tumeurs et que l’exposition de l’ensemble de la population canadienne au 2-nitrotoluène par l’entremise des milieux naturels ou des produits de consommation devrait être négligeable d’après les renseignements disponibles.

Compte tenu de la cancérogénicité possible du 2-nitrotoluène, pour lequel il pourrait exister une possibilité d'effets nocifs quel que soit le niveau d'exposition, il est conclu que cette substance est considérée comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

D’après les données empiriques disponibles, lesquelles proviennent de modèles, le 2-nitrotoluène devrait être persistant dans l’air, l’eau, le sol et les sédiments, mais il ne devrait pas se bioaccumuler dans l’environnement. Cette substance répond donc aux critères de la persistance, mais ne répond pas à ceux de la bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. En outre, les données empiriques disponibles indiquent que cette substance représente un risque modéré pour les organismes aquatiques. Selon une comparaison de la concentration estimée sans effet toxique et de la concentration estimée raisonnable de la pire exposition dans l'environnement, on considère qu'il est peu probable que le 2-nitrotoluène ait des effets écologiques nocifs au Canada.

À la lumière des renseignements disponibles, on peut conclure que le 2-nitrotoluène ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à concentration ou dans des conditions de nature à avoir ou pouvoir avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur sa diversité biologique, ou à mettre ou pouvoir en danger l'environnement essentiel pour la vie.

D'après les renseignements disponibles, il est conclu que le 2-nitrotoluène satisfait à au moins un des critères de l'article 64 de la LCPE (1999).

Cette substance s’inscrira dans la mise à jour de l’inventaire de la Liste intérieure. 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 définies à l’étape de la gestion des risques.

Haut de page

Introduction

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 la catégorisation énoncés dans la Loi, 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 et/ou
• 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), qui exigeait de l'industrie et des autres intervenants de fournir, dans des délais précis, des renseignements spécifiques qui pourraient servir à étayer l'évaluation des risques, à préciser et à élaborer des bonnes pratiques en gestion des risques et en intendance des produits des substances jugées hautement prioritaires.

Une priorité élevée a été donnée à l'évaluation du risque que comporte le 2–nitrotoluène pour la santé humaine étant donné qu'on a déterminé que la substance présente un risque d'exposition intermédiaire (REI) pour les Canadiens et qu'elle a été classée par d'autres organismes en fonction de sa cancérogénicité et de sa génotoxicité. Le volet du Défi portant sur cette substance a été publié dans la Gazette du Canada le 31 janvier 2009 (Canada, 2009). En même temps a été publié le profil de cette substance, qui présentait l'information technique (obtenue avant décembre 2005) sur laquelle a reposé sa catégorisation. Des renseignements sur les utilisations de la substance ont été reçus en réponse au Défi.

Même si l'évaluation des risques que présente le 2–nitrotoluène pour la santé humaine a été jugée hautement prioritaire et malgré le fait que cette substance réponde aux critères écologiques de la catégorisation pour la persistance, le 2–nitrotoluène ne répond pas aux critères pour le potentiel de bioaccumulation ou la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Par conséquent, la présente évaluation est axée principalement sur les renseignements utiles à l'évaluation des risques pour la santé humaine.

Les évaluations préalables mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de l'article 64 de la LCPE (1999). Les évaluations préalables examinent des renseignements scientifiques et tirent des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve et le principe de prudence.^[1]

La présente évaluation préalable finale prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les dangers, les utilisations de la substance en question et l'exposition à celle-ci, y compris l'information supplémentaire fournie dans le cadre du Défi. Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de cette substance sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en mai 2009 (sections du document concernant l'exposition et les effets sur la santé humaine ainsi que l'environnement). Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique. Il est possible que les résultats de modélisation aient servi à formuler des conclusions. L'évaluation des risques pour la santé humaine comprend la prise en compte des données utiles à l'évaluation de l'exposition (non professionnelle) de la population dans son ensemble et de l'information sur les dangers et les risques pour la santé (principalement d'après les évaluations s'appuyant sur la méthode du poids de la preuve effectuées par d'autres organismes, lesquelles qui ont servi à déterminer le caractère prioritaire de la substance). Les décisions concernant la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu ou sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations 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. L'évaluation préalable finale 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.

La présente 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 exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude externe consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les parties 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 M. Michael Dourson (TERA), M. John Christopher (California Office of Environmental Health Hazard Assessment) et M. Michael Jayjock (The LifeLine Group).

De plus, la version provisoire de la présente évaluation préalable a fait l'objet d'une consultation publique 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 des risques. Les méthodes utilisées dans les évaluations préalables du Défi ont été examinées par un Groupe consultatif du Défi indépendant.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

Haut de page

Identité de la substance

Aux fins du présent document, la substance est désignée par l'une de ses appellations communes, le « 2–nitrotoluène ». Les renseignements liés au 2–nitrotoluène sont présentés dans le tableau 1.

Tableau 1. Identité de la substance

Haut de page

Propriétés physiques et chimiques

Le tableau 2 présente les propriétés physiques et chimiques (valeurs expérimentales et modélisées) du 2–nitrotoluène qui se rapportent à son devenir dans l'environnement.

Tableau 2. Propriétés physiques et chimiques du 2–nitrotoluène

Haut de page

Sources

Le 2–nitrotoluène est une substance anthropique qui n'est pas présente de manière naturelle dans l'environnement (CIRC, 1996). Il est obtenu par nitration du toluène avec des acides mixtes au cours d'un procédé continu ou discontinu (CIRC, 1996; Dugal, 2005). Le produit d'un procédé discontinu classique est un mélange contenant entre 55 et 60 % de 2–nitrotoluène, entre 3 et 4 % de 3-nitrotoluène et entre 35 et 40 % de 4-nitrotoluène (Dugal, 2005). Le 2–nitrotoluène est également un produit de dégradation du dinitrotoluène ou du trinitrotoluène (TNT), et il peut être rejeté dans l'environnement par les installations qui fabriquent ces produits chimiques (NTP, 2008). Le 2–nitrotoluène a également été détecté dans la fumée de cigarette sans filtre à hauteur de 21,4 ng/cigarette (Hoffmann et Rathkamp, 1970). Toutefois, aucune autre étude ne fait état de la présence de cette substance dans la fumée de cigarette.

D'après les renseignements transmis conformément à l'article 71 de la LCPE (1999), de 100 à 1 000 kg de 2-nitrotoluène ont été importés au Canada en 2006. Cette substance n'est pas fabriquée au Canada (Environnement Canada, 2009a).

Des données antérieures provenant de la Liste intérieure des substances (1984-1986) indiquent que la quantité totale de 2–nitrotoluène importé, fabriqué ou proposé sur le marché canadien au cours de l'année 1986 se situait entre 10 et 100 millions de kilogrammes (Environnement Canada, 1988). La production et l'importation de cette substance au Canada ont largement diminué depuis les années 1980. À l'étranger, l'Organisation de coopération et de développement économique (OCDE, 1994) et l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA, 1986-2002) considèrent le 2–nitrotoluène comme étant une substance chimique produite en grande quantité. Les données montrent que l'Europe occidentale a utilisé un total de 87 344 560 kg de 2-nitrotoluène en 2000 (EURAR, 2008). Les tendances récentes indiquent une diminution générale de l'utilisation de cette substance en Europe (EURAR, 2008).

Haut de page

Utilisations

Selon les réponses obtenues en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) et les réponses au questionnaire du Défi (Environnement Canada, 2009a), entre 100 et 1 000 kg de 2–nitrotoluène ont été utilisés au Canada en 2006. La majeure partie a servi à fabriquer des explosifs (Environnement Canada, 2009a). Les utilisations du 2–nitrotoluène au Canada se limiteraient aux applications industrielles.

L'utilisation du 2–nitrotoluène pour l'obtention de produits intermédiaires dans la fabrication d'explosifs, tels les dinitrotoluènes et le TNT, a également été signalée à l'étranger (OECD, 1994; EURAR, 2008). La production de TNT à partir du 2–nitrotoluène a considérablement diminué en Europe occidentale ces dernières années et est désormais considérée comme un procédé rare (EURAR, 2008).

Les publications indiquent que plusieurs autres utilisations du 2–nitrotoluène ont été relevées en dehors du Canada. Cette substance a en effet été utilisée comme produit intermédiaire dans la production de caoutchouc et dans la fabrication de produits agrochimiques, de produits pétrochimiques, de colorants, de pesticides et de produits pharmaceutiques (OECD, 1994).

Bien que le 2-nitrotoluène puisse être employé comme intermédiaire dans la production de pesticides (CIRC, 1996; Dugal, 2005), il n'a jamais été autorisé à cette fin au Canada (courriel de l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressé au Bureau d'évaluation des risques de Santé Canada en 2009; source non citée).

Au Canada, le 2–nitrotoluène n'étant inscrit ni dans la Base de données sur les produits pharmaceutiques, ni dans la Base de données sur les ingrédients des produits de santé naturels, ni dans la Base de données sur les produits de santé naturels homologués, il ne devrait pas être présent dans les produits pharmaceutiques, les produits de santé naturels ou dans les médicaments vétérinaires fabriqués au Canada (courriels de la Direction des produits thérapeutiques, de la Direction des produits de santé naturels et de la Direction des médicaments vétérinaires de Santé Canada adressés au Bureau d'évaluation des risques de Santé Canada en 2009; source non citée). Toutefois, le 2–nitrotoluène peut être présent en quantité infime dans les produits pharmaceutiques importés au Canada, étant donné que l'on sait que cette substance est utilisée comme produit chimique intermédiaire dans la fabrication de produits pharmaceutiques à l'extérieur du Canada (OECD, 1994).

Les utilisations du 2–nitrotoluène recensées au Canada (1984-1986) comprennent l'utilisation à titre de substance limitée à un lieu de fabrication, de produit chimique intermédiaire (organique), de produit chimique organique (spécialité chimique), de combustible ou d'additif pour combustible et de matière explosive. On a également noté qu'il était utilisé dans les produits du pétrole raffiné et du charbon (Environnement Canada, 1988). L'utilisation du 2–nitrotoluène a fortement diminué depuis les années 1980.

Haut de page

Rejets dans l'environnement

Le faible volume d'importation de cette substance au Canada et les renseignements relatifs à ses utilisations montrent que la possibilité de rejet dans l'environnement canadien est peu élevée. En outre, compte tenu du manque de preuves selon lesquelles le 2-nitrotoluène est présent dans les produits de consommation, on ne s'attend pas à un rejet provenant de produits de consommation.

Selon les données recueillies lors d'une étude menée conformément à l'article 71 de la LCPE (1999), une usine canadienne produisant des explosifs a indiqué qu'elle n'avait détecté aucun rejet de 2–nitrotoluène dans l'air. Elle a également affirmé n'avoir détecté aucun rejet dans l'eau ou le sol (Environnement Canada, 2009a). Cette usine utilise un système de traitement visant à minimiser les rejets et à limiter l'exposition environnementale (Environnement Canada, 2009a). D'après les rapports, le 2–nitrotoluène est utilisé de façon non dispersive dans des systèmes fermés (BESC, 2000).

Le 2–nitrotoluène ne figurant ni à l'Inventaire national des polluants (INRP, 2006) ni au Toxic Release Inventory des États-Unis (TRI, 2006), ces sources ne comportent aucune information sur ses rejets.

Haut de page

Devenir dans l'environnement

D'après les propriétés physiques et chimiques du 2–nitrotoluène (tableau 2), les résultats de la modélisation de fugacité de niveau III (tableau 3) semblent indiquer que cette substance devrait demeurer principalement dans l'air, l'eau et le sol, selon le milieu où elle est rejetée. Les résultats provenant du modèle pKadB (ACD, 2005) indiquent que la substance ne devrait pas s'ioniser dans l'eau.

Tableau 3. Résultats des prévisions du modèle de fugacité de niveau III (EQC, 2003) pour le 2–nitrotoluène

Haut de page

Persistance et potentiel de bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

L'étude expérimentale de la réaction du 2–nitrotoluène avec les radicaux hydroxyles a révélé que sa demi-vie était de 23 jours (Meylan et Howard, 1993). Le spectre d'absorption ultraviolet du 2–nitrotoluène se situant dans la partie visible du spectre lumineux (>295 nm), il est possible qu'une photolyse directe se produise dans des conditions troposphériques (BUA, 1989). Nojima et Kanno (1977) ont constaté une dégradation de 79 % du 2–nitrotoluène dans l'air lors d'une exposition à la lumière (>300 nm) pendant 5 heures. La photoréaction du 2–nitrotoluène dans l'air produit du 2-méthyl-6-nitrophénol et du 2-méthyl-4-nitrophénol.

Le tableau 4a présente des données empiriques tirées d'un essai de biodégradation immédiate (MITI, 1992) qui indique une biodégradation de 0,5 % du 2–nitrotoluène sur une période de 14 jours. La demi-vie dans l'eau serait donc supérieure à 182 jours (6 mois) et, en conséquence, la substance est considérée comme persistante dans ce milieu.

Tableau 4a. Données empiriques sur la dégradation du 2–nitrotoluène

Dans une étude en microécosystème visant à déterminer la capacité des microorganismes à dégrader des composés tels le 2–nitrotoluène, Toze et Zappia (1999) ont constaté une diminution de 18 % de la concentration de cette substance dans un microécosystème stérile et une diminution de 58 % dans un microécosystème non stérile, sur une période d'incubation de 36 jours. Au 20^e jour, le 2-nitrotoluène avait atteint une concentration stable à la fois dans le microécosystème stérile et le microécosystème non stérile. Par la suite, la diminution observée a été faible et, au 35^e jour, le 2-nitrotoluène n'avait pas été totalement éliminé des deux microécosystèmes. Les chercheurs ont avancé l'hypothèse d'une concentration inhibitrice d'un métabolite secondaire ou la déplétion d'un nutriment essentiel.

Certains essais de biodégradation montrent que le 2–nitrotoluène commence à se dégrader après une période d'acclimatation. Canton et al. (1985) ont étudié la biodégradabilité du 2–nitrotoluène en suivant la méthode élaborée par Pitter (1976), utilisant à la fois des inoculums adaptés et non adaptés. Ils ont constaté une demi-vie d'une à deux semaines dans le premier cas et une demi-vie bien supérieure à quatre semaines dans le deuxième. Ces résultats indiquent que le composé visé ne peut se biodégrader dans ce type d'essai sans que les inoculums ne soient adaptés.

Struijs et Stoltenkamp (1986) ont modifié la méthode d'essai décrite par Pitter (1976) et ont utilisé un mélange de boues de station d'épuration et de boues fluviales. Les boues ont été exposées à une quantité croissante de 2-nitrotoluène pendant une période de 21 jours, et, au bout de deux semaines, la biodégradation était quasi totale.

D'autres essais du BUA (1989) démontrent que le 2–nitrotoluène est biodégradable dans une culture bactérienne mixte adaptée, provenant des boues d'une station d'épuration expérimentale des eaux industrielles et collectives. Ils ont mis en évidence une demande biologique en oxygène (DBO_10j et DBO_20j) de 42,8 % et de 82,7 %, respectivement, fondée sur une demande chimique en oxygène théorique de 1 635,04 mg/g de nitrotoluène.

Robertson et al. (1992) ont démontré que les cellules de Pseudomonas sp. JS150 et de P. putida F1 cultivées en présence de toluène transforment le 2-nitrotoluène en alcool 2-nitrobenzylique. Les cellules de Pseudomonas sp. JS42 cultivées en présence de 2–nitrotoluène utilisent quant à elles cette substance comme unique source de carbone, de nitrogène et d'énergie et rejettent du nitrite (Haigler et al., 1994; Parales et al., 1996, 1998).

Les études montrent également que la photodégradation (abiotique) du 2–nitrotoluène peut se produire rapidement (demi-vie <<1 jour) dans les eaux naturelles en présence de substances humiques (Simmons et Zepp, 1986). Dans le rapport d'évaluation des risques de l'Union européenne (EURAR 2008), on estime à 24 jours la demi-vie moyenne de cette substance lors de sa photolyse dans une colonne d'eau, en tenant compte du fait que la lumière du soleil ne pénètre que les premiers mètres des eaux de surface. En ce qui concerne la dégradation du 2-nitrotoluène dans l'air, celle-ci est susceptible de produire du 2-méthyl-6-nitrophénol et du 2-méthyl-4-nitrophénol.

Pour étoffer les données expérimentales disponibles sur la dégradation du 2-nitrotoluène, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) [Environnement Canada, 2007] a aussi été utilisée avec les modèles de dégradation présentés au tableau 4b. Étant donné l'importance écologique du milieu aquatique, le fait que la plupart des modèles disponibles s'appliquent à l'eau et que le 2–nitrotoluène devrait être libéré dans ce milieu, on a principalement étudié la biodégradation dans l'eau. Le 2–nitrotoluène ne contient pas de groupements fonctionnels susceptibles d'être hydrolysés. Le tableau 4b résume les prévisions des modèles RQSA disponibles en ce qui concerne la dégradation dans divers milieux naturels.

Tableau 4b. Données modélisées sur la dégradation du 2–nitrotoluène

Dans l'air, la demi-vie prévue par oxydation atmosphérique de 13,85 jours (tableau 4b) et la valeur expérimentale de 23 jours (Meylan et Howard, 1993) indiquent que le 2–nitrotoluène s'oxyde probablement lentement. On pense qu'il ne réagit pas dans l'atmosphère avec d'autres composés photooxydants comme l'ozone. Toutefois, on a démontré que cette substance se dégradait par réaction photolytique à la lumière du soleil (demi-vie < 5 heures). Sa demi-vie inférieure à 5 heures permet de conclure que le 2–nitrotoluène n'est pas persistant dans l'air.

En l'absence de groupements fonctionnels réactifs, l'hydrolyse du 2–nitrotoluène est peu probable (demi-vie > 50 ans) [Rippen, 1989].

Les résultats des sous-modèles BIOWIN (2000) 5 et 6 (probabilité linéaire et non linéaire du MITI) indiquent que la biodégradation est lente et que la demi-vie dans l'eau serait supérieure ou égale à 182 jours. Les résultats du sous-modèle BIOWIN (2000) 4 (biodégradation primaire) révèlent que la substance a une demi-vie primaire inférieure à 182 jours. Les résultats des sous-modèles BIOWIN (2000) 3 et 4 (biodégradation primaire et ultime) révèlent que la substance a une demi-vie primaire inférieure à 182 jours. Les prévisions des modèles CATABOL (©2004–2008) et TOPKAT (2004), qui donnent une demi-vie supérieure ou égale à 182 jours, concernent tous les domaines de ces deux modèles et sont donc considérées comme étant les plus fiables. Elles semblent indiquer une biodégradation très lente. Par conséquent, étant donné que les sous-modèles BIOWIN (2000) 5 et 6 et les modèles CATABOL (©2004-2008) et TOPKAT (2004) font tous état de la persistance du 2–nitrotoluène, la plupart des données modélisées montrent que la demi-vie de biodégradation de cette substance est supérieure ou égale à 182 jours dans l'eau. La présence de la structure N-nitroso dans le 2–nitrotoluène constitue une preuve supplémentaire, car ces caractéristiques structurelles sont typiques des produits chimiques persistants.

Les essais de biodégradation en laboratoire montrent que la dégradation du 2–nitrotoluène ne débute qu'après une période d'acclimatation; c'est-à-dire que ce processus ne peut avoir lieu qu'à la suite d'une exposition prolongée à la substance et de l'adaptation de l'inoculum. L'exposition prolongée de la flore microbienne étant peu probable en raison du caractère changeant des conditions qui règnent dans les eaux de surface ambiantes (Environnement Canada, 2008), les données empiriques indiquent que la biodégradation sera probablement lente (demi-vie ≥ 182 jours) dans des conditions environnementales normales.

Même s'il y a des preuves de dégradation photolytique rapide dans l'eau, les produits provenant de la dégradation du nitrophénol méthylé ne devraient pas être facilement biodégradables et ils présentent un potentiel modéré de toxicité pour les organismes aquatiques - comme le 2-nitrotoluène lui-même (voir par exemple, OCDE, 1994). Par conséquent, au moment d'évaluer la persistance du 2-nitrotoluène, on a accordé le plus de poids aux preuves d'une lente biodégradation de la substance même.

On a utilisé le modèle de transport et de persistance de niveau III (TaPL3) (TaPL3, 2000) pour estimer la distance de transport caractéristique (DTC), définie comme la distance maximale parcourue dans l'air par 63 % de la substance. Beyer et al. (2000) ont proposé que des DTC de plus de 2 000 km représentent le potentiel élevé de transport atmosphérique à grande distance (PETGD), celles de 700 km à 2 000 km représentent le modéré, et de celles de moins de 700 km représentent le faible. D'après une estimation de la DTC de 3 198 km, le potentiel de transport atmosphérique à grande distance du 2-nitrotoluène est considéré comme élevé. Cela signifie que d'après ce modèle, le 2-nitrotoluène peut faire l'objet d'un transport atmosphérique jusque dans des régions éloignées comme l'Arctique.

Le modèle de dépistage de l'OCDE (LTRP POP) peut être utilisé pour identifier les produits chimiques à fort potentiel de persistance et de transport à grande distance (Scheringer et al., 2006). Le modèle de l'OCDE est un modèle global qui compartimente la terre en air, eau et sol. Ce modèle est « orienté vers le transport » plutôt que vers une « cible », car il identifie simplement la DTC sans préciser l'endroit où une substance peut être transportée en particulier (Fenner et al., 2005). Klasmeier et al. (2006) ont laissé entendre qu'un seuil de 5 098 km, basé sur l'estimation de la DTC du modèle pour le PCB-180, permettrait d'identifier des substances ayant un fort potentiel de transport à grande distance. Le PCB-180 a été détecté dans des régions éloignées. La DTC calculée pour le 2-nitrotoluène à l'aide du modèle de l'OCDE est de 2 279 km, ce qui indique que le 2-nitrotoluène présente un potentiel important de transport dans l'air mais qu'il se situe sous la limite suggérée par Klasmeier et al. (2006) pour les polluants mondiaux. Le modèle de dépistage de l'OCDE permet également de calculer l'efficacité du transfert (ET), qui correspond au pourcentage du flux des émissions vers l'atmosphère déposé à la surface (eau et sol) dans une région éloignée (ET = D/E × 100, où E est le flux des émissions vers l'atmosphère et D, le flux du dépôt sur les milieux en surface dans une région cible). L'ET calculée du 2-nitrotoluène était de 0,00106 %, ce qui est supérieur à la limite de 0,000465 % (PCB-28) établie pour les substances de référence du modèle dont on sait de manière empirique qu'elles sont déposées de l'air sur le sol ou dans l'eau. La faible ET signifie que même si le 2-nitrotoluène a le potentiel de se déplacer sur de grandes distances dans l'atmosphère, il est peu probable qu'il se dépose sur la surface de la Terre dans quelque région éloignée que ce soit.

En outre, les valeurs de log K_oa (5,3) et de log K_ae (-3,29) pour le 2-nitrotoluène portent également à croire qu'il aura un faible potentiel de contamination de l'Arctique (PCA) s'il est examiné à l'aide des parcelles de partage chimique décrites par Wania (2003, 2006).

D'après les données empiriques et modélisées (consulter les tableaux 4a et 4b), le 2-nitrotoluène satisfait aux critères de persistance dans l'air, dans l'eau, dans le sol et dans les sédiments (demi-vie dans l'air égale ou supérieure à 2 jours, demi-vies dans le sol et dans l'eau égales ou supérieures à 182 jours, et demi-vie dans les sédiments égale ou supérieure à 365 jours), énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Les valeurs expérimentales du log K_oe pour le 2–nitrotoluène (voir le tableau 2 ci-dessus) laissent entendre que cette substance chimique est peu bioaccumulable dans le biote.

Le tableau 5a présente les valeurs empiriques du facteur de bioconcentration (FBC) chez les poissons. Les études ont démontré que le FBC du 2–nitrotoluène se situe entre 4,4 et 29,9 (tableau 5a).

Tableau 5a. Données empiriques sur la bioaccumulation du 2–nitrotoluène

Bien qu'il existe quelques données expérimentales sur le FBC du 2–nitrotoluène, une méthode prédictive a été appliquée au moyen de modèles des facteurs de bioaccumulation (FBA) et de bioconcentration, comme l'illustre le tableau 5b. Les valeurs de bioaccumulation d'Arnot et Gobas, obtenues par modélisation cinétique, ne prennent pas en compte le potentiel de transformation métabolique associé à la substance. Selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si ses facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration sont supérieurs ou égaux à 5000. Toutefois, le calcul des facteurs de bioaccumulation est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le facteur de bioconcentration ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log K_oe est supérieur à ~4,0 (Arnot et Gobas, 2003).

Tableau 5b. Prévisions des FBA et des FBC chez les poissons pour le 2–nitrotoluène

Les valeurs de bioaccumulation modélisées n'ont pas à tenir compte du potentiel de transformation métabolique des substances dont le log K_oe est inférieur à 4,5, étant donné que l'absorption se fait principalement par les branchies et que le métabolisme par l'intestin est, par conséquent, insignifiant. Selon les études, le log K_oe du 2–nitrotoluène est de 2,3. Ainsi, bien que le métabolisme n'ait pas été pris en compte pour le 2-nitrotoluène, cela n'aurait pas beaucoup d'incidence sur la conclusion relative à la bioaccumulation.

D'après les données empiriques disponibles, le potentiel de bioaccumulation du 2–nitrotoluène devrait être faible. Le modèle modifié du FBA de Gobas pour le niveau trophique intermédiaire chez les poissons a estimé le FBA à 13,3 L/kg, ce qui indique que le 2–nitrotoluène ne présente aucun potentiel de bioconcentration ou de bioamplification dans les tissus des poissons et dans les réseaux trophiques. Les résultats des calculs du modèle des FBC fournissent une preuve additionnelle qui appuie le faible potentiel de bioconcentration de cette substance.

D'après les valeurs empiriques et celles obtenues par modélisation cinétique, le 2–nitrotoluène ne satisfait pas au critère de bioaccumulation (FBA ou FBC ≥ 5 000) énoncé dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Haut de page

Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

La démarche suivie dans cette évaluation consistait à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à tirer des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve et en tenant compte du principe de prudence requis par la LCPE (1999). Les éléments de preuve pris en compte comprenaient les résultats d'un calcul du quotient de risque prudent ainsi que des renseignements sur la persistance, la bioaccumulation, la toxicité, les sources et le devenir de la substance dans l'environnement.

Tel qu'il a été indiqué précédemment, le 2–nitrotoluène pourrait persister dans l'eau, le sol et les sédiments, mais il ne répond pas aux critères de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Le faible volume d'importation de cette substance au Canada et les renseignements relatifs à ses utilisations montrent que la possibilité de rejet dans l'environnement canadien est peu élevée. Cependant, une fois dans l'environnement, le 2–nitrotoluène se retrouverait principalement dans l'eau et dans l'air.

Les données expérimentales et modélisées, relatives aux effets sur l'environnement, sont présentées dans les tableaux 6a et 6b, respectivement. Les données sur la toxicité montrent que le 2–nitrotoluène représente généralement un danger modéré pour les organismes aquatiques.

Tableau 6a. Données empiriques sur la toxicité du 2–nitrotoluène pour les organismes aquatiques

Tableau 6b. Données modélisées sur la toxicité du 2–nitrotoluène pour les organismes aquatiques

On n'a trouvé aucune étude acceptable concernant les effets du 2-nitrotoluène sur l'environnement dans d'autres milieux que l'eau et les sédiments.

Aucune donnée sur les concentrations de cette substance dans l'eau au Canada n'a été retracée; par conséquent, une approche de modélisation a permis d'estimer les concentrations dans l'environnement.

Étant donné que le 2–nitrotoluène est utilisé dans un cadre industriel et qu'on prévoit des rejets de cette substance dans l'eau, le pire des scénarios de rejets industriels est utilisé pour estimer la concentration de la substance dans l'eau à l'aide de l'outil d'exposition générique industriel - milieu aquatique (Industrial Generic Exposure Tool - Aquatic, ou IGETA) d'Environnement Canada (2009b). Le scénario est prudent, c'est-à-dire qu'il suppose que la quantité totale de la substance employée dans l'industrie canadienne n'est utilisée que par une seule installation industrielle sur un petit site hypothétique. Il suppose également que les pertes dans les égouts sont élevées et qu'elles représentent 5 % de la quantité totale provenant du nettoyage de contenants de produits chimiques et d'équipement de traitement. Le scénario présume en outre que les rejets se produisent 250 jours par an, habituellement pour les petites et moyennes installations, et qu'ils sont acheminés vers une usine de traitement des eaux usées avec un taux d'élimination de zéro pour la substance. Lorsque les eaux réceptrices sur un site aussi petit sont mélangées à l'effluent de l'usine de traitement, le flux réel ou équivalent est généralement de 0,4 m³/seconde. D'après les hypothèses susmentionnées, l'utilisation industrielle d'une quantité totale de 1 000 kg/an de la substance donne une concentration aquatique de 0,006 mg/L (Environnement Canada, 2009b). Des renseignements détaillés concernant les données utilisées pour estimer cette concentration et les résultats obtenus par le modèle sont proposés dans le rapport d'Environnement Canada (2009b).

Une valeur prudente de la concentration estimée sans effet (CESE) a également été déterminée à partir de la valeur de toxicité la plus basse relevée parmi les mesures présentées dans le tableau 6a pour les poissons, les invertébrés, les algues et les microorganismes : une CL₅₀ de 40 heures pour le microorganisme (Tetrahymena pyriformis) de 1,82 mg/L. Cette valeur a été définie comme valeur de toxicité critique, puis divisée par un facteur d'évaluation de 100 (pour tenir compte de certaines incertitudes liées à l'extrapolation de la toxicité aiguë à la toxicité chronique et de l'extrapolation de la valeur de la CE₅₀ constatée en laboratoire à une valeur sans effet sur le terrain.) On a ainsi obtenu une CESE de 0,054 mg/L, valeur au moins dix fois moins élevée que les valeurs empiriques relatives aux effets chroniques.

Le quotient de risque prudent (CEE/CESE) de 0,11 (0,006/0,054) qui en résulte indique qu'il est peu probable que les expositions soient suffisamment élevées pour être nocives aux organismes aquatiques. Étant donné que la majorité des rejets de cette substance seraient émis dans l'eau et que les résultats de la modélisation de la fugacité montrent que la majeure partie de la substance rejetée dans l'eau restera dans ce milieu, il est peu probable que des organismes d'autres sites ou d'autres milieux que l'eau y soient exposés.

Il est donc peu probable que le 2–nitrotoluène ait des effets écologiques nocifs au Canada.

Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

Il importe de souligner que la conclusion relative au quotient de risque a été formulée malgré les hypothèses prudentes élaborées en réponse aux incertitudes découlant de la présente évaluation. Un doute important est lié au manque de données empiriques sur les concentrations environnementales au Canada, lequel a été traité en prédisant des concentrations raisonnables pour la pire éventualité dans l'eau à l'aide d'un modèle d'exposition industrielle.

Il existe des incertitudes liées à l'utilisation des modèles RQSA pour estimer la persistance et la bioaccumulation. Aussi, bien que l'incertitude des prévisions soit atténuée par la structure relativement simple du 2–nitrotoluène, ces problèmes de précision ont conduit à se fonder sur les données empiriques disponibles pour tirer les conclusions relatives au potentiel de persistance et de bioaccumulation.

L'interprétation des données empiriques sur la dégradation dans l'eau n'a pas été simple. Le danger que représentent les produits de la dégradation par photolyse étant probablement semblable à celui du 2–nitrotoluène lui-même et étant donné la nécessité d'une période prolongée d'acclimatation avant qu'une biodégradation importante n'ait lieu, on a conclu que le 2–nitrotoluène était une substance persistante aussi bien dans l'eau que dans le sol et les sédiments.

Par ailleurs, en ce qui concerne l'écotoxicité, le comportement de répartition prévu du 2–nitrotoluène montre que les données disponibles sur les effets ne permettent pas d'évaluer comme il se doit l'importance du sol et des sédiments comme milieu d'exposition.

Haut de page

Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine au Canada

Évaluation de l'exposition

Milieux naturels et nourriture

Les expositions potentielles au Canada devraient se limiter aux applications industrielles (Environnement Canada, 2009a). Les publications scientifiques ne comportent aucune donnée empirique sur les concentrations de 2–nitrotoluène relevées dans les milieux naturels (c'est-à-dire l'air, l'eau, le sol et les sédiments) au Canada. En réponse à l'enquête réalisée en vertu de l'article 71, une entreprise a indiqué qu'aucun rejet de 2–nitrotoluène émanant de son installation n'avait été détecté dans l'air (Environnement Canada, 2009a). Elle a également précisé qu'aucun rejet n'avait été observé dans l'eau ou le sol (Environnement Canada, 2009a).

À l'étranger, le 2–nitrotoluène a principalement été détecté aux alentours des usines de fabrication de produits chimiques dans lesquelles il est utilisé ou fabriqué. Par le passé, il a été détecté dans l'air ambiant (Pellizzari, 1978; ministère de l'Environnement du Japon, 2004), l'eau potable (Zoeteman, 1980), les eaux de surface (Meijers et van Der Leer, 1976; Zoeteman et al., 1980; Van De Meent et al., 1986; Feltes et al., 1990; Mussmann et al., 1994; Götz et al., 1998; ministère de l'Environnement du Japon, 2004), l'eau souterraine (Duguet et al., 1988; Mussmann et al., 1994; Hilmi et al., 1999; Best et al., 2001), le sol (Hilmi et al., 1999), les sédiments (ministère de l'Environnement du Japon, 2004) et les eaux industrielles (Howard et al., 1976; Spanggord et al., 1982a; Swaminathan et al., 1987; Kozawa et al., 1992; Mussmann et al., 1994; OECD, 1994; Stangroom et al., 1998). Les données de surveillance révèlent que l'ensemble de la population peut être exposée au 2–nitrotoluène par inhalation de l'air ambiant ou ingestion de l'eau potable à proximité des sites de production (HSDB, 2009).

Toutefois, la pertinence de ces études de suivi est limitée, car elles sont anciennes, ont été effectuées ailleurs qu'au Canada et concernent principalement des sources ponctuelles. On a donc utilisé ChemCAN, un modèle d'exposition environnementale adapté au Canada, pour prédire les concentrations de 2–nitrotoluène dans les milieux naturels en fonction de la quantité de substance utilisée au pays (ChemCAN, 2003). Il s'est avéré que l'absorption provenant de l'air, de l'eau potable et du sol était négligeable. En outre, l'utilisation du 2–nitrotoluène au Canada et en Europe a diminué ces dernières années (Environnement Canada, 1988, 2009a; EURAR, 2008).

Aucune donnée n'a été relevée au Canada ou ailleurs sur la présence de 2–nitrotoluène dans les aliments et les boissons. Cette substance n'est probablement pas présente dans ces produits. Le 2–nitrotoluène n'a pas non plus été détecté dans la composition des matériaux d'emballage alimentaire (courriel de la Direction des aliments de Santé Canada adressé à la Division des substances existantes de Santé Canada en 2009; source non citée).

Au Canada, le 2–nitrotoluène est principalement utilisé dans l'industrie de la fabrication des explosifs. Étant donné les utilisations relevées et l'absence de données de surveillance pertinentes, aucune estimation de l'absorption dans les milieux naturels n'a été calculée, mais on pense que celle-ci est négligeable.

On accorde une confiance modérée à élevée à la caractérisation de l'exposition dans les milieux naturels. Il existe une incertitude en raison du peu de données disponibles sur les concentrations de 2–nitrotoluène dans les milieux naturels canadiens, mais, au regard des volumes utilisés et des utilisations constatées, l'exposition au 2–nitrotoluène dans les milieux naturels et par l'alimentation est improbable.

Exposition par l'intermédiaire des produits de consommation

Il est improbable que l'utilisation de produits de consommation soit une source d'exposition au 2–nitrotoluène. Aucune déclaration soumise en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) ne révèle la présence de 2–nitrotoluène dans les produits de consommation au Canada (Environnement Canada, 2009a). Cette substance n'a pas non plus été détectée dans les produits de consommation en Europe et, par conséquent, on estime que les consommateurs n'y sont pas exposés (EURAR, 2008). Une seule source conclut à la présence non intentionnelle de 2–nitrotoluène dans le matériel d'artiste, le mastic, l'émaillage, les produits de préservation du bois et les nettoyants pour pinceaux, en tant que résidu de fabrication (SRD, 2004). Toutefois, aucune autre étude n'est venue confirmer cette constatation.

Comme il est peu probable que le 2–nitrotoluène soit présent dans les produits de consommation, l'exposition par l'intermédiaire de ces produits n'a pas été définie, et on estime que les produits de consommation ne représentent pas une source d'exposition de l'ensemble de la population canadienne.

Évaluation des effets sur la santé

L'annexe 1 présente un aperçu de la base de données toxicologiques pour le 2–nitrotoluène.

Se fondant sur les études réalisées sur des animaux de laboratoire, la Commission européenne a défini le 2–nitrotoluène comme substance cancérogène de catégorie 2 (« Peut provoquer le cancer ») (ESIS, 2008; EURAR, 2008). Puis, en vertu de sa nouvelle réglementation sur la classification, l'étiquetage et l'emballage (Règlement [CE] n^o 1272/2008 du Parlement européen et du Conseil, dit règlement CLP, Commission européenne, 2009), elle a classé le 2–nitrotoluène parmi les substances cancérogènes de catégorie 1B (« Peut provoquer le cancer »). Ces classifications établies par la Commission européenne (ESIS, 2008; Commission européenne, 2009) sont fondées sur des essais biologiques de cancérogénicité, publiés par le National Toxicology Program (NTP, 2002). Le comité d'experts qui a rédigé le rapport sur les substances cancérogènes (Report on Carcinogens) s'est fondé sur ces mêmes essais biologiques pour classer le 2–nitrotoluène parmi les substances soupçonnées d'être cancérogènes pour l'homme (« reasonably anticipated to be a human carcinogen »)[NTP, 2007].Compte tenu des résultats des essais biologiques de cancérogénicité menés pendant deux ans, le NTP a conclu qu'il existait des preuves claires de la cancérogénicitédu 2–nitrotoluène chez les rats et les souris mâles et femelles (NTP, 2002, 2008). Avant que ces essais biologiques ne soient publiés par le NTP (2002), le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé les nitrotoluènes, dont le 2–nitrotoluène, dans le groupe 3 (« inclassable quant à sa cancérogénicité pour l'homme »), considérant que les preuves de la cancérogénicité des nitrotoluènes pour l'être humain étaient insuffisantes, que les preuves de la cancérogénicité du 2–nitrotoluène pour les animaux de laboratoire étaient limitées et que les preuves de la cancérogénicité du 3–nitrotoluène et du 4–nitrotoluène pour les animaux de laboratoire étaient insuffisantes (CIRC, 1996). Les études sur le 2–nitrotoluène utilisées dans le cadre de la présente évaluation sont résumées ci-après et présentées de façon plus détaillée à l'annexe 1.

Les recherches ont révélé l'apparition de tumeurs dans les poumons, les tissus mésothéliaux, la peau (tissus sous-cutanés), les glandes mammaires, le foie, le gros intestin et le système circulatoire des rongeurs exposés au 2–nitrotoluène par voie orale (alimentation). Une étude de badigeonnage sur la peau des souris a également démontré que le 2–nitrotoluène était une substance faiblement initiatrice de tumeurs cutanées. On n'a trouvé aucun essai biologique de cancérogénicité par inhalation.

Le NTP a réalisé un essai biologique de cancérogénicité sur les rongeurs d'une durée deux ans (NTP, 2002), après que des études menées pendant 13 et 26 semaines (NTP, 1992, 1996) ont confirmé les effets cancérogènes du 2–nitrotoluène chez le rat (NTP, 2008). Dans l'étude de 13 semaines (NTP, 1992), on a administré du 2–nitrotoluène à des rats F344/N mâles et femelles par voie alimentaire (nourriture à volonté) à raison de 0, 625, 1 250, 2 500, 5 000 ou 10 000 mg/kg (soit 0, 56, 98, 178, 383 ou 696 mg/kg de poids corporel [kg p.c.] par jour pour les mâles et 0, 55, 102, 190, 382 ou 779 mg/kg p.c. par jour pour les femelles) [EURAR, 2008; NTP, 2008]. Cette exposition n'a eu aucun effet sur la survie. On a constaté une incidence accrue de mésothéliomes et d'hyperplasie des cellules mésothéliales de la tunique vaginale des testicules chez les mâles des groupes auxquels on a administré 178 et 696 mg/kg p.c. par jour, respectivement. Étant donné que l'apparition de mésothéliomes n'avait auparavant jamais été relevée chez les rats des groupes exposés ou témoins au cours des essais biologiques subchroniques menés par le NTP, les chercheurs ont conclu que le 2–nitrotoluène était cancérogène pour les rats mâles (NTP, 2008). Dans l'étude suivante (NTP, 1996), on a introduit du 2–nitrotoluène dans l'alimentation des rats F344/N mâles, à raison de 0 ou de 5 000 mg/kg (soit 0 ou 292–296 mg/kg p.c. par jour) pendant 13 ou 26 semaines (EURAR, 2008; NTP, 2008). Le groupe exposé pendant 13 semaines (une période d'exposition suivie d'une période de non-exposition) a, à l'issue de ces 13 semaines, reçu l'alimentation du groupe témoin jusqu'au moment de l'autopsie réalisée à la 26^e semaine. L'exposition n'a eu aucun effet sur la survie. On n'a constaté aucune tumeur chez les rats après 13 semaines d'exposition. Cependant, après 26 semaines d'exposition, on a relevé une augmentation importante de l'incidence de mésothéliomes de la tunique vaginale des testicules et de l'épididyme chez les deux groupes exposés. L'étude a également révélé une incidence accrue de cholangiocarcinomes chez les rats des groupes exposés. En raison de l'incidence élevée de mésothéliomes et de l'apparition de cholangiocarcinomes chez les rats mâles après une exposition à court terme, les chercheurs ont conclu que ces études permettaient de confirmer la cancérogénicité du 2–nitrotoluène (NTP, 2008).

Dans le second essai biologique de cancérogénicité mené pendant deux ans (NTP, 2002), on a administré du 2–nitrotoluène aux rats F344/N mâles et femelles par voie alimentaire pendant 105 semaines, à raison de 0, 625, 1 250 ou 2 000 mg/kg (soit 0, 25, 50 ou 90 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et 0, 30, 60 ou 100 mg/kg p.c. par jour pour les femelles) [EURAR, 2008; NTP, 2008]. Dans une étude menée en parallèle et comportant une période de non-exposition, on a administré du 2–nitrotoluène par voie alimentaire à des groupes de rats mâles F344/N à raison de 0, 2 000 ou 5000 mg/kg (soit 0, 125 ou 315 mg/kg p.c. par jour) pendant 13 semaines, puis on les a nourris avec l'alimentation du groupe témoin pendant le reste des deux années qu'a duré l'essai. On a constaté un faible taux de survie chez les rats mâles exposés, tant dans l'étude comportant une période de non-exposition que dans la principale étude d'exposition chronique. Le taux de survie a également diminué chez les rats femelles exposés à la dose élevée. La baisse de ces taux a été attribuée à l'apparition précoce de tumeurs (Dunnick et al., 2003; NTP, 2008). On a relevé des profils tumoraux semblables dans les groupes de rats mâles exposés au cours de l'étude comportant une période de non-exposition et chez les rongeurs exposés de façon chronique. En effet, une augmentation significative de l'incidence de mésothéliomes, de lipomes sous-cutanés, de fibromes sous-cutanés, de dermatofibrosarcomes sous-cutanés et de fibromes ou fibrosarcomes sous-cutanés réunis a été observée dans tous les groupes de rats mâles exposés. L'incidence de fibroadénomes mammaires a également augmenté de façon significative chez les rats mâles, sauf dans le groupe exposé à la dose élevée dans le cadre de l'étude d'exposition chronique. On a en outre relevé une augmentation significative de l'incidence d'adénomes hépatocellulaires et d'adénomes ou de carcinomes hépatocellulaires chez les rats exposés à la dose élevée, ainsi qu'une augmentation de l'incidence de carcinomes mixtes hépatocholangiocellulaires, d'adénomes alvéolaires et bronchiolaires et d'adénomes ou de carcinomes alvéolaires et bronchiolaires chez les rats exposés à la dose élevée dans le cadre de l'étude comportant une période de non-exposition. Chez les rats femelles, on a observé une augmentation significative de l'incidence de dermatofibromes et de dermatofibrosarcomes sous-cutanés dans les deux groupes exposés aux plus hautes doses. Les mêmes constations se sont imposées en ce qui concerne l'incidence de fibroadénomes et d'adénomes hépatocellulaires des glandes mammaires chez les femelles exposées à une forte dose. Au vu de l'incidence accrue de mésothéliomes (chez les mâles uniquement), de tumeurs hypodermiques, de fibroadénomes mammaires et de tumeurs hépatiques (chez les mâles uniquement), le NTP (2002) a conclu qu'il existait des preuves claires de l'action cancérogène du 2–nitrotoluène chez les rats mâles et femelles. Les chercheurs ont également jugé que l'augmentation de l'incidence de tumeurs pulmonaires chez les mâles et d'adénomes hépatocellulaires chez les femelles était liée à l'exposition (NTP, 2002, 2008).

On a administré du 2–nitrotoluène par voie alimentaire à des souris B6C3F1 mâles et femelles pendant 105 semaines, à raison de 0, 1 250, 2 000 ou 5 000 mg/kg (soit 0, 165, 360 ou 700 mg/kg p.c. par jour pour les mâles et 0, 150, 320 ou 710 mg/kg p.c. par jour pour les femelles) [NTP 2002]. On a constaté un faible taux de survie chez les souris mâles exposées (EURAR, 2008; NTP, 2008), et le taux de survie a également diminué chez les souris femelles exposées à une dose élevée. La baisse de ces taux a été attribuée à l'apparition précoce de tumeurs (Dunnick et al., 2003; NTP, 2008). L'étude a révélé une augmentation significative de l'incidence d'hémangiosarcomes chez les souris mâles de l'ensemble des groupes exposés et de carcinomes du caecum chez les souris mâles des groupes exposés à une dose faible ou moyenne. On a également constaté une augmentation significative de l'incidence d'hémangiosarcomes chez les souris femelles exposées à une dose élevée. L'incidence de carcinomes hépatocellulaires était uniquement significative chez les souris femelles exposées à une dose élevée, mais on a mis en évidence une augmentation significative de l'incidence d'adénomes hépatocellulaires et d'adénomes ou de carcinomes hépatocellulaires réunis à la fois dans le groupe exposé à une dose moyenne et dans le groupe exposé à une dose élevée. L'étude a également révélé une augmentation de l'incidence de carcinomes du caecum, attribuable à l'exposition, chez les souris femelles. Au vu de l'incidence accrue de carcinomes du caecum chez les souris mâles, de tumeurs hépatiques chez les femelles et d'hémangiosarcomes chez tous les rongeurs exposés, le NTP (2002) a conclu qu'il existait des preuves probantes de l'action cancérogène du 2–nitrotoluène chez les souris mâles et femelles (NTP, 2008).

Slaga et al. (1985) ont étudié le potentiel cancérogène du 2–nitrotoluène chez des souris SENCAR exposées par application cutanée. Dans une étude d'initiation-promotion, les animaux ont été exposés à une application unique de 24, 120 ou 240 mg (soit 1 200, 6 000 ou 12 000 mg/kg p.c.), suivie d'applications du promoteur 12–O–tétradécanoylphorbol–13–acétate (TPA) à raison de 4 µg par semaine pendant 30 semaines. Les chercheurs ont constaté une légère augmentation de l'incidence de papillomes et de carcinomes cutanés chez les souris du groupe exposé à la dose la plus élevée, mais ce résultat n'était pas significatif (DFG, 2002).

La génotoxicité du 2–nitrotoluène a été démontrée lors de multiples essais biologiques in vitro et in vivo. La Commission européenne a d'ailleurs classé cette substance parmi les agents mutagènes de catégorie 2 (« peut causer des altérations génétiques héréditaires ») [ESIS, 2008; EURAR ,2008]. En vertu du règlement CLP, le 2–nitrotoluène a été reclassé parmi les agents mutagènes de catégorie 1B (« peut causer des altérations génétiques héréditaires ») [Commission européenne, 2009]. À la suite de l'examen des études disponibles sur la génotoxicité, la Commission européenne a conclu que le 2–nitrotoluène avait une action mutagène sur les cellules somatiques et qu'il était susceptible d'induire des mutations dans les cellules germinales (EURAR, 2008).

Des études ont révélé que le 2–nitrotoluène avait une action clastogène in vitro à la fois sur les lignées cellulaires humaines et mammifères (Ishidate et al., 1988; Huang et al., 1996; Matsushima et al., 1999). On a également constaté que cette substance était responsable d'altérations et de réparations de l'acide désoxyribonucléique (ADN) sur les lignées cellulaires mammifères (Parton et al., 1995; Lee et al., 2007). Par ailleurs, une étude a mis en évidence le fait que le 2–nitrotoluène avait induit un échange de chromatides sœurs dans des cellules ovariennes de hamster chinois (Galloway et al., 1987). Toutefois, divers essais sur la mutagénicité du 2–nitrotoluène ont donné des résultats invariablement négatifs pour les procaryotes (Chiu et al., 1978; Miyata et al., 1981; Tokiwa et al., 1981; Spanggord et al., 1982b; Haworth et al., 1983; Suzuki et al., 1983; Shimizu et Yano, 1986; Lee et al., 2007). Dans les études in vivo, le 2–nitrotoluène s'est avéré non clastogène chez les rongeurs (NTP, 2002), mais il a induit des anomalies chromosomiques dans les ovaires du moustique Culex fatigans (Sharma et al., 1989). Dans le cadre de cette dernière étude, le 2–nitrotoluène n'a pas induit de mutation létale dominante chez le Culex fatigans (Sharma et al., 1989). Cependant, d'autres chercheurs ont constaté que l'exposition au 2–nitrotoluène avait induit une synthèse d'ADN non programmée et une réparation d'ADN dans des cellules hépatiques de rat (Butterworth et al., 1982; Doolittle et al., 1983; NTP, 1992). On a aussi relevé la formation d'adduits à l'ADN dans des cellules hépatiques et sanguines de rat, induite par le 2–nitrotoluène (Jones et al., 2003). Une autre étude a également fait état de la fixation par liaison covalente du 2–nitrotoluène à l'ADN de cellules hépatiques (Rickert et al., 1984). En ce qui concerne l'être humain, on a observé des effets clastogènes chez les ouvriers exposés aux nitrotoluènes dans le cadre de leur travail (Sabbioni et al., 2006). En outre, on a constaté des mutations des proto-oncogènes K-ras et β-caténine et du gène suppresseur de tumeur p53 dans les hémangiosarcomes et les carcinomes du côlon, induits chez des souris par exposition au 2–nitrotoluène (NTP, 2008). On estime que ces mutations géniques ont été induites par les intermédiaires mutagènes du 2–nitrotoluène in vivo et qu'elles sont liées à des changements des taux de protéines concernés, propices à la formation et au développement de tumeurs (Hong et al., 2003; Sills et al., 2004). Des chercheurs ont avancé que la génotoxicité du 2–nitrotoluène in vivo s'exprimait par l'intermédiaire de ses métabolites actifs, hypothèse qui a permis d'expliquer l'absence d'action mutagène de la substance dans des essais de mutagénicité sur des bactéries (EURAR, 2008; NTP, 2008).

Il existe peu de données sur la cancérogénicité potentielle du 2–nitrotoluène chez l'être humain. Aucune étude épidémiologique sur le sujet n'a été relevée dans la littérature scientifique, mais des études portant sur la coexposition d'ouvriers au 2–nitrotoluène et à d'autres produits chimiques sont décrites à l'annexe 1.

Le mode d'action du 2–nitrotoluène en ce qui concerne l'induction des différents types de tumeurs n'a pas encore été totalement élucidé. Cependant, le NTP (2008) a conclu que les mutations des gènes p53, β-caténine et K-ras, constatées dans les hémangiosarcomes et les carcinomes du côlon chez des souris exposées au 2–nitrotoluène, découlent des effets génotoxiques de cette substance. D'après les données disponibles, les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d'une interaction directe avec le matériel génétique.

Chez les animaux de laboratoire, l'exposition au 2-nitrotoluène a aussi été associée à d'autres effets que le cancer, notamment des effets sur le développement, le système reproducteur, les poumons, le foie, la rate, la moelle osseuse et le système hématopoïétique.

On a constaté des effets néfastes sur les poumons, le foie, la rate, la moelle osseuse et le système hématopoïétique de rongeurs, découlant de l'exposition chronique, subchronique et à court terme au 2–nitrotoluène par voie orale. Dans le cadre des expositions chroniques, la plus faible dose minimale avec effet observé (DMEO) était de 25 mg/kg p.c. par jour. À cette dose, les chercheurs ont observé une incidence accrue de lésions non néoplasiques dans le foie, la moelle osseuse, la rate et les poumons des rats mâles et femelles exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire pendant 105 semaines (NTP, 2002). Ils ont également rapporté une augmentation de l'incidence des lésions non néoplasiques dans les glandes mammaires et le ganglion lymphatique mandibulaire des rats femelles soumis aux mêmes conditions d'expositions ou exposés à des doses plus élevées (NTP, 2002). Dans le cadre des expositions subchroniques, la plus faible DMEO était de 89 mg/kg p.c. par jour. À cette dose, on a relevé des lésions non néoplasiques dans les reins et la rate des rats mâles exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire pendant 13 semaines (NTP, 1992). D'autres études sur des animaux exposés à des doses plus élevées ont mis en évidence une modification des paramètres hématopoïétiques, une diminution du gain pondéral et une dégénérescence de l'épithélium olfactif (Kovalenko, 1973; Ciss 1978; Ciss et al., 1980a; Ton et al., 1995; NTP, 1996). Dans le cadre des expositions à court terme, la plus faible DMEO était de 90 mg/kg p.c. par jour. À cette dose, on a relevé des lésions non néoplasiques dans le système hématopoïétique et la rate des rats mâles exposés au 2–nitrotoluène par voie intragastrique pendant 28 jours (Kaneko et al., 1993). Chez les animaux exposés à des doses plus élevées, les études ont révélé une diminution du gain pondéral, des lésions non néoplasiques dans le foie et d'autres effets hématologiques (Kovalenko, 1973; Ciss, 1978; Ciss et al., 1980a; Lysy et al., 1988; NTP, 1992).

Des études ont démontré les effets du 2–nitrotoluène sur la reproduction des souris et des rats exposés par voie orale. La plus faible DMEO, qui était de 25 mg/kg p.c. par jour, a été associée à l'atrophie de l'épithélium germinal et à l'hyperplasie des cellules interstitielles des testicules chez des rats mâles exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire pendant 105 semaines (NTP, 2002). Chez les rats exposés à des doses plus importantes, on a observé une dégénérescence des testicules, accompagnée d'une diminution du nombre de spermatozoïdes et de leur motilité chez les mâles, ainsi qu'un allongement du cycle menstruel chez les femelles (NTP, 1992, 1996; Huntingdon Research Centre, 1994). Les études ont aussi mis en évidence des effets sur le développement des rats à la suite d'une exposition par voie orale. Pour une DMEO de 50 mg/kg p.c. par jour, on a observé un retard de croissance des ratons, en lien avec la dose administrée, après l'exposition des mères au 2–nitrotoluène pendant 41 jours (Huntingdon Research Centre, 1994). Aucun autre effet sur le développement n'a été relevé dans la littérature scientifique.

Le niveau de confiance à l'égard des données toxicologiques sur les animaux de laboratoire est jugé modéré à élevé, car on dispose de données sur la toxicité aiguë, les doses répétées, la toxicité pour la reproduction et le développement, la cancérogénicité et la génotoxicité. Toutefois, les détails fournis dans certaines des études à doses répétées sont limités et, bien qu'on ait constaté une mortalité importante dans le cadre du principal essai biologique de cancérogénicité, les résultats concordaient avec le développement de tumeurs. Les données sur les effets cancérogènes et non cancérogènes liés à l'inhalation ou à l'exposition cutanée sont elles aussi très limitées. En outre, on n'a relevé aucune étude épidémiologique portant précisément sur le 2–nitrotoluène.

Caractérisation du risque pour la santé humaine

Comme le 2-nitrotoluène a été classé par d'autres organismes nationaux et internationaux en fonction de sa cancérogénicité (p. ex. la Commission européenne et le NTP), la présente évaluation préalable a porté principalement sur cette caractéristique. On a constaté une incidence accrue de tumeurs dans divers types de tissus, tels le mésothélium, la peau, les glandes mammaires, le foie ou les poumons, chez des rats exposés au 2–nitrotoluène par voie alimentaire. Des tumeurs ont également été observées dans le système circulatoire, le gros intestin et le foie de souris exposées au 2-nitrotoluène par voie alimentaire. Par ailleurs, une étude de badigeonnage sur la peau des souris a démontré que le 2–nitrotoluène était une substance faiblement initiatrice des tumeurs cutanées. Divers essais in vivo et in vitro ont révélé que cette substance était génotoxique; elle s'est en effet avérée clastogène pour les lymphocytes circulants humains et a entraîné la formation d'adduits à l'ADN chez les rongeurs exposés. Bien que le mode d'induction des tumeurs n'ait pas été complètement élucidé, on peut présumer, en se fondant sur la génotoxicité du 2–nitrotoluène, que les tumeurs observées chez les animaux de laboratoire résultent d'une interaction directe avec le matériel génétique.

L'exposition au 2–nitrotoluène a également été associée à divers effets non cancérogènes chez les animaux de laboratoire. On a ainsi observé des lésions non néoplasiques dans plusieurs types de tissus chez des rats exposés de façon chronique à des doses relativement faibles de 2–nitrotoluène. La dose la plus faible testée dans le cadre de ces études était de 25 mg/kg p.c. par jour. À cette dose et dans des conditions d'exposition identiques, on a relevé des effets sur la reproduction, comme l'atrophie de l'épithélium germinal et l'hyperplasie des cellules interstitielles des testicules chez des rats mâles. Les effets non cancérogènes les plus aigus ont été constatés à une dose de 25 mg/kg p.c. par jour. Les marges d'exposition n'ont pas été calculées dans cette évaluation pour les effets autres que le cancer puisque ces effets sont survenus à des doses qui ont provoqué l'apparition de tumeurs et parce que les renseignements disponibles indiquent que l'exposition de l'ensemble de la population canadienne au 2-nitrotoluène par l'entremise des milieux naturels ou des produits de consommation devrait être négligeable.

Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

La présente ébauche d'évaluation préalable du 2–nitrotoluène ne prend pas en compte les écarts de la vulnérabilité à la substance pouvant exister entre les humains et les espèces de laboratoire, mais il est utile de noter qu'il existe des voies métaboliques similaires chez les humains et les animaux de laboratoire. Par ailleurs, les études sur la cancérogénicité par voie orale sont limitées, car aucun essai biologique de cancérogénicité n'a exposé les animaux au 2–nitrotoluène par inhalation, alors qu'il s'agit pourtant de la voie d'exposition la plus probable pour l'être humain.

Il existe une certaine incertitude à l'égard de l'estimation des niveaux d'exposition environnementale, car on ne dispose pas de données de surveillance canadiennes. Cependant, au regard des volumes et des utilisations répertoriés, l'exposition environnementale de l'ensemble de la population canadienne est improbable. Cette hypothèse est appuyée par une modélisation environnementale prudente.

Haut de page

Conclusion

D'après les renseignements contenus dans le présent rapport d'évaluation préalable, il est conclu que le 2-nitrotoluène ne pénètre pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de la cancérogénicité du 2-nitrotoluène, pour lequel il pourrait exister une probabilité d'effets nocifs quel que soit le niveau d'exposition, il est conclu que le 2-nitrotoluène est considéré comme une substance pouvant pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaine.

Par conséquent, il est conclu que le 2-nitrotoluène satisfait à au moins un des critères établis dans l’article 64 de la LCPE 1999. De plus, le 2-nitrotoluène répond aux critères de persistance, mais ne répond pas aux critères relatifs au potentiel de bioaccumulation énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Cette substance s’inscrira dans la 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 possibles mesures de contrôle définies à l'étape de la gestion des risques.

Haut de page

Références

ACD/pK_aDB [module de prévision]. 2005. Version 9.04. Toronto (Ont.) : Advanced Chemistry Development. Consulté le 27 février 2009. Accès : http://www.acdlabs.com/products/phys_chem_lab/pka/.

[AIES] Artificial Intelligence Expert System. 2003-2005. Version 1.25. Ottawa (Ont.) : Environnement Canada. Modèle élaboré par Stephen Niculescu. Disponible auprès de la Division des substances nouvelles, Division des évaluations écologiques, Environnement Canada.

Altschuh, J., Bruggemann, R., Santl, H., Eichinger, G., Piringer, O.G. 1999. Henry's Law constants for a diverse set of organic chemicals: experimental determination and comparison of estimation methods. Chemosphere 39:1871-1887.

American Chemistry Council. 2003. Condensed robust summary for 3-nitrotoluene, 201-15562A. Washington (DC) : American Chemistry Council, Monocyclic Aromatic Amines and Nitroaromatics Panel.

[AOPWIN] Atmospheric Oxidation Program for Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 1.91. Washington (DC) : U.S. Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Arnot, J.A., Gobas, F.A.P.C. 2003. A generic QSAR for assessing the bioaccumulation potential of organic chemicals in aquatic food webs [en ligne]. QSAR Comb. Sci. 22(3):337-345. Accès : http://www3.interscience.wiley.com/journal/104557877/home [réserve de consultation]

[ASTER] Assessment Tools for the Evaluation of Risk [en ligne]. 1999. Duluth (MN) : US Environmental Protection Agency, Mid-Continent Ecology Division. Accès : http://www.epa.gov/med/Prods_Pubs/aster.htm [réserve de consultation]

Back, K.C., Thomas, A.A., MacEwen, J.D. 1972. Reclassification of materials listed as transportation health hazards. Washington (DC) : Department of Transportation, Office of the Assistant Secretary for Safety and Consumer Affairs, Office of Hazardous Materials. Report No.: TSA-20-72-3. [cité dans EURAR, 2008].

Bailey, H.C., Spanggord, R.J. 1983. The relationship between the toxicity and structure of nitroaromatic chemicals. In: Bishop, W.E., Cardwell, R.D., Heidolph, B.B. (éditeurs), Aquatic toxicology and hazard assessment: 6th symposium. Philadelphia (PA) : American Society for Testing and Materials. ASTM STP 802. p. 98-107. [cité dans American Chemistry Council, 2003].

[BCFWIN] BioConcentration Factor Program for Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 2.15. Washington (DC) : U.S. Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[BESC] Bureau européen des substances chimiques. 2000. IUCLID [International Uniform Chemical Information Database] dataset for 2-nitrotoluene. Accès : http://ecb.jrc.ec.europa.eu/iuclid-datasheet/88722.pdf

Best EPH, Miller JL, Larson SL. 2001. Tolerance towards explosives, and explosives removal from groundwater in treatment wetland mesocosms. Water Sci Technol 44: 515–521.

Beyer, A., Mackay, D., Matthies, M., Wania, F., Webster, E. 2000. Assessing long-range transport potential of persistent organic pollutants. Environ. Sci. Technol. 34(4):699-703

[BIOWIN] Biodegradation Probability Program for Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 4.02. Washington (DC) : U.S. Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Boethling RS, Howard PH, Beauman JA, Larosche ME. 1995. Factors for intermedia extrapolations in biodegradability assessment. Chemosphere 30(4): 741–752.

Brambilla G, Martelli A. 1990. Human hepatocytes in genotoxicity assays. Pharmacol Res 22(4): 381–392. [cited in EURAR 2008].<}0{>Brambilla, G., Martelli, A. 1990. Human hepatocytes in genotoxicity assays. Pharmacol. Res. 22(4):381-392. [cité dans EURAR, 2008].

Bringmann, V.G., Kuhn, R. 1977. Grenzwerte der Schadwirkung wassergefährdender Stoffe gegen Bakterien (Pseudomonas putida) und Grünalgen (Scenedesmus quadricauda) in Zellvermerungshemmtest. Z. Wasser Abwasser-Forsch. 10:87-98. [cité dans BUA, 1989].

Brown, R.M., Reinhardt, C.F. 1972. Inhalation class B poison. E.I. du Pont de Nemours and Company. Haskell Laboratory Report No. 98-72, daté du 15 mars 1972. [cité dans EURAR, 2008].

[BUA] GDCh-Advisory Committee on Existing Chemicals of Environmental Relevance. 1989. Nitrotoluenes. Stuttgart (Allemagne) : S. Hirzel, Wissenschaftliche Verlagsgesellschaft. BUA Report 41. 104 p.

Butterworth, B.E., Doolittle, D.J., Working, P.K., Strom, S.C., Jirtle, R.L., Michalopoulos, G. 1982. Chemically-induced DNA repair in rodent and human cells. Banbury Rep. 13:101-114. [cité dans EURAR, 2008].

Butterworth, B.E., et al. 1989. Use of primary cultures of human hepatocytes in toxicology studies. Cancer Res. 49(5):1075-1084. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999). L.C., 1999, c. 33. Accès : http://canadagazette.gc.ca/archives/p3/1999/g3-02203.pdf

Canada. 2000. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Règlement sur la persistence et la bioaccumulation. C.P. 2000-348, 23 mars 2000, DORS/2000-107. Accès : http://www.gazette.gc.ca/archives/p2/2000/2000-03-29/pdf/g2-13407.pdf

Canada. Ministère de l'Environnement, ministère de la Santé. 2006.Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis d'intention d'élaborer et de mettre en œuvre des mesures d'évaluation et de gestion des risques que certaines substances présentent pour la santé des Canadiens et leur environnement, Gazette du Canada. Partie I, vol. 140, n^o 49, p. 4109-4117. Accès : http://www.canadagazette.gc.ca/archives/p1/2006/2006-12-09/pdf/g1-14049.pdf

Canada, Dept. of the Environment, Dept. of Health. 2009. Canadian Environmental Protection Act, 1999: Notice with respect to Batch 8 Challenge substances. Canada Gazette, Part I, vol. 143, no. 5, p. 190–244. Available from: http://canadagazette.gc.ca/rp-pr/p1/2009/2009-01-31/pdf/g1-14305.pdf#page=6

Canada. Ministère de l'Environnement, ministère de la Santé. 2007. Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant les substances du groupe 8 du Défi. Gazette du Canada. Partie I, vol. 143, n^o 5, p. 190-244. Accès : http://canadagazette.gc.ca/rp-pr/p1/2009/2009-01-31/pdf/g1-14305.pdf#page=6

Canton JH, Sloff W, Struys J, Pouw T, Wegman RCC, Piet GJ. 1985. Toxicity, biodegradability and accumulation of a number of Cl/N containing compounds for classification and establishing water criteria. Regul Toxicol Pharmacol 5: 123–131.

Case, R.A., Pearson, J.T. 1954. Tumours of the urinary bladder in workmen engaged in the manufacture and use of certain dyestuff intermediates in the British chemical industry. Part II. Further consideration of the role of aniline and of the manufacture of auramine and magenta (fuchsine) as possible causative agents. Br. J. Ind. Med. 11(3):213-216. [cité dans NTP, 2008].

Castillo-Garit JA, Marrero-Ponce Y, Escobar J, Torrens F, Rotondo R. 2008. A novel approach to predict aquatic toxicity from molecular structure. Chemosphere 73: 415–427.<}0{>Castillo-Garit, J.A., Marrero-Ponce, Y., Escobar, J., Torrens, F., Rotondo, R. 2008. A novel approach to predict aquatic toxicity from molecular structure. Chemosphere 73:415-427.<0}

[CATABOL] Probabilistic assessment of biodegradability and metabolic pathways [modèle informatique]. ©2004-2008. Version 5.10.2. Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry. Accès : http://oasis-lmc.org/?section=software&swid=1

ChemCAN [Level III fugacity model of 24 regions of Canada]. 2003. Version 6.00. Peterborough (Ont.) : Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/CC600.html

Chiu CW, Lee LH, Wang CY, Bryan GT. 1978. Mutagenicity of some commercially available nitro compounds for Salmonella typhimurium. Mutat Res 58(1): 11–22. [cité dans EURAR 2008; NTP 2008].

Ciss M. 1978. Étude analytique, toxicologique et biochimique des dérivés mononitrés du toluène. Dissertation. Université René Descartes de Paris. Série E-No. 17. [cité dans EURAR 2008].

Ciss M, Dutertre H, Huyen N, Phu-Lich N, Truhaut R. 1980a. Étude toxicologique des nitrotoluènes: toxicité aigue et toxicité subaigue. Dakar Med 25(4): 303–311.

Ciss, M., Huyen, N., Dutertre, H., Phu-Lich, N., Truhaut, R. 1980b. Étude toxicologique des nitrotoluènes: toxicité à long terme. Dakar Med. 25(4):293-302.

Commission européenne. 2009. Legislation CLP-GHS, CLP-Regulation (EC) No 1272/2008: Annex VI, Table 3-1 [en ligne]. Accès : http://ec.europa.eu/enterprise/reach/ghs/legislation/index_en.htm

Deneer, J.W., Sinnige, T.L., Seinen, W., Hermens, J.L.M. 1987. Quantitative structure-activity relationships for the toxicity and bioconcentration factor of nitrobenzene derivatives towards the guppy (Poecilia reticulate). Aquatic Toxicology 10:115-129.

Deneer JW, van Leeuwen CJ, Seinen W, Mas-Diepeveen JL, Hermens JLM. 1989. QSAR study of the troxicity of nitrobenzene derivates towards Daphnia magna, Chrloella pyrenoidosa nd Photobacterium phosphoreum. Aquat Toxicol 1: 83-98.

[DFG] Deutsche Forschungsgemeinschaft (German Research Foundation). 2002. MAK Value Document 19(1993), 34(2002). Vol. 8. [en ligne]. Accès : http://mrw.interscience.wiley.com/makbat/db/articles/mbe8872/image_n/mb8872e0008.pdf [réserve de consultation]

Doolittle DJ, Sherrill JM, Butterworth BE. 1983. Influence of intestinal bacteria, sex of the animal, and position of the nitro group on the hepatic genotoxicity of nitrotoluene isomers in vivo. Cancer Res 43(6): 2836–2842.

Duchowicz PR, Vitale MG, Castro EA. 2008. Partial order ranking for the aqueous toxicity of aromatic mixtures. J Math Chem 44: 541–549.

Dugal M. 2005. Nitrobenzene and nitrotoluenes. In: Kirk-Othmer encyclopedia of chemical technology [Internet]. [cited 2009 Feb 19]. Available from: http://mrw.interscience.wiley.com/emrw/9780471238966/kirk/article/nitradki.a01/current/pdf [restricted access]

Duguet JP, Anselme C, Mazounie P, Mallevialle J. 1988. Application of the ozone–hydrogen peroxide combination for the removal of toxic compounds from a groundwater. In: Angeletti G, Bjorseth A, editors. Organic micropollutants in the aquatic environment, proceedings of the fifth European symposium. Dordrecht (NL): Kluwer Academic Publishers. p. 299–309.

Dunnick JK, Burka LT, Mahler J, Sills R. 2003. Carcinogenic potential of o-nitrotoluene and p-nitrotoluene. Toxicology 183(1–3): 221–234.<}0{>Dunnick, J.K., Burka, L.T., Mahler, J., Sills, R. 2003. Carcinogenic potential of o-nitrotoluene and p-nitrotoluene. Toxicology 183(1-3):221-234.<0}

[ECOSAR] Ecological Structure Activity Relationships [en ligne]. 2004. Version 0.99h. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Environnement Canada. 1988. Données de la Liste intérieure des substances (LIS), 1984-1986, recueillies en vertu du paragraphe 25(1) de la LCPE et conformément au guide de déclaration à la Liste intérieure des substances, ministère des Approvisionnements et des Services. Données produites par Environnement Canada.

Environnement Canada. 2007. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA, 1999: science resource technical series: draft module on QSARs. Document de travail préliminaire révisé. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division des évaluations écologiques.

Environment Canada. 2008. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA, 1999: science resource technical series, technical guidance module: the Industrial Generic Exposure Tool – Aquatic (IGETA). Working document. Gatineau (QC): Environment Canada, Ecological Assessment Division.

Environnement Canada. 2008. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA, 1999: science resource technical series, technical guidance module: the Industrial Generic Exposure Tool - Aquatic (IGETA). Document de travail. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division des évaluations écologiques.

Environnement Canada. 2009a. Données sur les substances du lot 8 recueillies en vertu de l'article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) : Avis concernant certaines substances identifiées dans le huitième lot du Défi. Données préparées par le Programme des substances existantes d'Environnement Canada.

Environment Canada. 2009b. IGETA report: CAS RN88-72-2, 2009-07-31. Unpublished report. Gatineau (QC): Environment Canada, Ecological Assessment Division.

Environnement Canada. 2009b. Rapport IGETA : CAS RN88-72-2, le 31 juillet 2009. Rapport inédit. Gatineau (Qc) : Environnement Canada, Division des évaluations écologiques.

[EQC] Equilibrium Criterion Model. 2003. Version 2.02. Peterborough (Ont.) : Trent University, Canadian Centre for Environmental Modelling and Chemistry. Accès : http://www.trentu.ca/academic/aminss/envmodel/models/EQC2.html

[ESIS] European Chemical Substances Information System [base de données sur Internet]. 2008. 2-Nitrotoluene. Bureau européen des substances chimiques (BESC). [consultée le 13 juillet 2009]. Accès : http://ecb.jrc.it/esis/

[EURAR] European Union risk assessment report: CAS: 88-72-2: 2-Nitrotoluene [Version définitive approuvée en ligne]. 2008. Luxembourg : Office des publications officielles des Communautés européennes. Accès : http://ecb.jrc.ec.europa.eu/DOCUMENTS/Existing-Chemicals/RISK_ASSESSMENT/REPORT/2nitrotoluenereport403.pdf

Feltes, J., Levsen, K., Volmer, D., Spiekermann, M. 1990. Gas chromatographic and mass spectrometric determination of nitroaromatics in water. J. Chromatogr. 518:21-40.

Fenner, K., et al. 2005. Comparing estimates of persistence and long-range transport potential among multimedia models. Environ. Sci. Technol. 39:1932-1942.

Furihata, C., Matsushima, T. 1987. Use of in vivo/in vitro unscheduled DNA synthesis for identification of organ-specific carcinogens. Crit. Rev. Toxicol. 17(3):245-277. [cité dans EURAR, 2008].<0}

Galloway SM, Armstrong MJ, Reuben C, Colman S, Brown B, Cannon C, Bloom AD, Nakamura F, Ahmed M, Duk S, Rimpo J, Margolin BH, Resnick MA, Anderson B, Zeiger E. 1987. Chromosome aberrations and sister chromatid exchanges in Chinese hamster ovary cells: evaluations of 108 chemicals. Environ Mol Mutagen 10(Suppl 10): 1–175. [cité dans EURAR 2008; NTP 2008].

Galloway, S.M., et al., 1987. Chromosome aberrations and sister chromatid exchanges in Chinese hamster ovary cells: evaluations of 108 chemicals. Environ. Mol. Mutagen. 10(Suppl 10):1-175. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Goldblatt MW. 1955. Research in industrial health in the chemical industry. Br J Ind Med 12(1): 1–20. [cited in EURAR 2008].<}0{>Goldblatt, M.W. 1955. Research in industrial health in the chemical industry. Br. J. Ind. Med. 12(1):1-20. [cité dans EURAR, 2008].

Gorontzy T, Drzyzga O, Kahl MW, Bruns-Nagel D, Breitung J, von Loew E, Blotevogel K-H. 1994. Microbial degradation of explosives and related compounds. Crit Rev Microbiol 20(4): 265–284.

Götz R, Bauer OH, Roch FK. 1998. Organic trace compounds in the water of the river Elbe near Hamburg. Chemosphere 36: 2085–2101.<}0{>Götz, R., Bauer, O.H., Roch, F.K. 1998. Organic trace compounds in the water of the river Elbe near Hamburg. Chemosphere 36:2085-2101.

Gupta, R.L., Gupta, A.K., Pathak, D.P., Juneja, T.R. 1987. Mutagenic studies of ortho-toluidine and its potential metabolites. Indian J. Exp. Biol. 25:618-622. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Haigler BE, Wallace WH, Spain JC. 1994. Biodegradation of 2-nitrotoluene by Pseudomonas sp strain JS42. Appl Environ Microbiol 60(9): 3466–3469.

Hansch C, Leo A, Hoekman D. 1995. Exploring QSAR: hydrophobic, electronic, and steric constants. Washington (DC): American Chemical Society.

Haworth S, Lawlor T, Mortelmans K, Speck W, Zeiger E. 1983. Salmonella mutagenicity test results for 250 chemicals. Environ Mutagen 5(Suppl 1): 1–142. [cited in EURAR 2008; NTP 2008].

[HENRYWIN] Henry's Law Constant Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 3.20. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Hilmi A, Luong JHT, Nguyen AL. 1999. Determination of explosives in soil and ground water by liquid chromatography–amperometric detection. J Chromatogr A 844: 97–110.

Hoffmann D, Rathkamp G. 1970. Quantitative determination of nitrobenzenes in cigarette smoke. Anal Chem 42: 1643–1647.

Hollander, H., Weigand, H. 1975a. Inhalationsversuche mit o-nitrotoluol an mannlichen SPF-Wistar-Ratten. Hoechst AG, rapport n^o 593/75 daté du 12 avril 1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hollander, H., Weigand, H. 1975b. Akute dermale toxizitat von o-nitrotoluol an weiblichen SPF-Wistar-Ratten. Hoechst AG, rapport n^o 496/75 daté du 10 février 1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hollander, H., Weigand, H. 1975c. Akute dermale toxizitat von o-nitrotoluol an weiblichen SPF-Wistar-Ratten. Hoechst AG, rapport n^o 495/75 daté du 10 février 1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hollander, H., Weigand, H. 1975d. Wirkung von o-nitrotoluol auf das blutdild weiblicher katzen. Hoechst AG, rapport n^o 497/75 daté du 10 février1975. [cité dans EURAR, 2008].

Hong, H.L., Ton, T.V., Devereux, T.R., Moomaw, C., Clayton, N., Chan, P., Dunnick, J.K., Sills, R.C. 2003. Chemical-specific alterations in ras, p53, and β-catenin genes in hemangiosarcomas from B6C3F1 mice exposed to o-nitrotoluene or riddelliine for 2 years. Toxicol. Appl. Pharmacol. 191(3):227-234. [cité dans NTP, 2008].

Howard, P.H., Santodonato, J., Saxena, J., Malling, J.E., Greninger, D. 1976. Investigation of selected potential environmental contaminants: nitroaromatics. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Toxic Substances. Prepared for EPA Contract No. 68-01-2999, Report No. EPA-560/2-76-010.

[HSDB] Hazardous Substances Data Bank. 2009. HSDB No. 2189: 2-Nitrotoluene. Bethesda (MD) : National Library of Medicine. [mise à jour le 16 avril 2009; consultée le 25 juillet 2009]. Accès : http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?HSDB

Huang, Q., Liu, Y., Wang, L., Han, S., Yang, J. 1996. Genotoxicity of substituted nitrobenzenes and the quantitative structure-activity relationship. J. Environ. Sci. (China) 8(1):103-109. [cité dans NTP, 2008].

Huntingdon Research Centre. 1994. Ortho-Nitrotoluene (ONT): a preliminary screening test for reproductive toxicity (BFS59/931307). Huntingdon (Royaume-Uni) : Huntingdon Research Centre. [cité dans OCDE, 1994].

[HYDROWIN] Hydrolysis Rates Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2000. Version 1.67. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

[IARC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1987. Overall evaluation of carcinogenicity: an updating of IARC Monographs Volumes 1 to 42. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risk Chem. Hum. Suppl. 7. [cité dans NTP, 2008].

[IARC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1993. Occupational exposures of hairdressers and barbers and personal use of hair colourants; some hair dyes, cosmetic colourants, industrial dyestuffs and aromatic amines. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risk Chem. Hum. 57. [cité dans NTP, 2008].

[IARC] IARC Working Group on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans. 1996. 2-Nitrotoluene, 3-nitrotoluene and 4-nitrotoluene [en ligne]. IARC Monogr. Eval. Carcinog. Risks Hum. 65:409-435. Accès : http://monographs.iarc.fr/ENG/Monographs/vol65/mono65-12.pdf

[INRP] Inventaire national de rejets de polluants [base de données sur Internet]. 2007. Gatineau (Qc) : Environnement Canada. [consulté le 24 juillet 2009]. Accès : http://www.ec.gc.ca/pdb/querysite/query_f.cfm

Ishidate, M. Jr., Harnois, M.C., Sofuni, T. 1988. A comparative analysis of data on the clastogenicity of 951 chemical substances tested in mammalian cell cultures. Mutat. Res. 195(2):151-213. [cité dans NTP, 2008].

[JETOC] Japan Chemical Industry Ecology-Toxicology & Information Center. 1996. Mutagenicity test data of existing chemical substances. Based on the toxicity investigation system of the industrial safety and health law. Tokyo (Japon) : JETOC. [cité dans EURAR, 2008].

Jones, C.R., Beyerbach, A., Seffner, W., Sabbioni, G. 2003. Hemoglobin and DNA adducts in rats exposed to 2-nitrotoluene. Carcinogenesis 24(4):779-787.

Jones, C.R., Sabbioni, G. 2003. Identification of DNA adducts using HPLC/MS/MS following in vitro and in vivo experiments with arylamines and nitroarenes. Chem. Res. Toxicol. 16(10):1251-1263.

Jones, C.R., Sepai, O., Liu, Y.Y., Yan, H., Sabbioni, G. 2005. Hemoglobin adducts in workers exposed to nitrotoluenes. Carcinogenesis 26(1):133-143. [cité dans NTP, 2008].

Kaneko, T., Shimo, T., Yasuhara, K., Hirose, A., Ogawa, Y., Suzuki, S., Nakaji, Y., Kurokawa, Y. 1993. Twenty-eight-day repeated dose toxicity tests of o-nitrotoluene in Wistar rats. J. Toxicol. 18:422. [cité dans EURAR, 2008].

Kawai, A., Goto, S., Matsumoto, Y., Matsushita, H. 1987. Mutagenicity of aliphatic and aromatic nitro compounds: industrial materials and related compounds. Jpn. J. Ind. Health 29:34-54. [cité dans EURAR, 2008].

Kinkead, E.R., MacEwen, J.D., Haun, C.C., Vernot, E.H., Dacre, J.C. 1977. Toxic hazards evaluation of five atmospheric pollutants from army ammunition plants. Wright-Patterson Air Force Base (OH) : Air Force Systems Command, Aerospace Medical Division, Aerospace Medical Research Laboratory Technical Report AMRL-TR-77-25. NTIS AD-A043957. [cité dans EURAR, 2008].

Klasmeier, J., et al. 2006. Application of multimedia models for screening assessment of long-range transport potential and overall persistence. Environ. Sci. Technol. 40:53-60.

[KOCWIN] Soil Adsorption Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2009. Version 2.0. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY): Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Kovalenko, I.I. 1973. Hemotoxic properties of nitrotoluenes as a function of the isomerism and number of nitro groups. Farmakol Toksikol (Kiev) 8:137-140. [cité dans EURAR, 2008].

[KOWWIN] Octanol-Water Partition Coefficient Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 1.67a. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Kozawa, T., Wueki, T., Kobayashi, H., Matsui, S. 1992. Management of toxics for the Fukashiba industrial wastewater treatment plant of the Kashima petrochemical complex. Water Sci. Technol. 25:247-254.

Lee, E.M., Lee, S.Y., Lee, W.S., Kang, J.S., Han, E., Go, S.Y., Sheen, Y.Y., Kim, S.H., Park, S.N. 2007. Genetic toxicity test of o-nitrotoluene by Ames, micronucleus, comet assays and microarray analysis. Mol. Cell. Toxicol. 3(2):107-112. [cité dans NTP, 2008].

Liu DH, Bailey HC, Pearson JG. 1983. Toxicity of complex munitions wastewater to aquatic organisms. In: Bishop WE, Cardwell RD, Heidolph BB, editors. Aquatic toxicology and hazard assessment: 6th symposium. Philadelphia (PA): American Society for Testing and Materials. ASTM STP 802. p. 135–150.

Lysy, H.H., McCay, J.A., White, K.L., Munson, A.E. 1988. Suppression of humoral immunity by mono-nitrotoluenes (a structural activity study). Toxicologist 8:81. [cité dans EURAR, 2008].

Matsushima, T., Hayashi, M., Matsuoka, A., Ishidate, M. Jr., Miura, K.F., Shimizu, H., Suzuki, Y., Morimoto, K., Ogura, H., Mure, K., Koshi, K., Sofuni, T. 1999. Validation study of the in vitro micronucleus test in a Chinese hamster lung cell line (CHL/IU). Mutagenesis 14(6):569-580. [cité dans NTP, 2008].

McDonnell, M.E., Reinhardt, C.F. 1972. Class B poison test on rabbit skin. E.I. du Pont de Nemours and Company. Rapport Haskell Laboratory n^o 84-72 daté du 3 mars 1972. [cité dans EURAR, 2008].

Meijers AP, van Der Leer CR. 1976. The occurrence of organic micropollutants in the river Rhine and the river Maas in 1974. Water Res 10: 597–604.<}0{>Meijers, A.P., van Der Leer, C.R. 1976. The occurrence of organic micropollutants in the river Rhine and the river Maas in 1974. Water Res. 10:597-604.

Meylan, W.M., Howard, P.H. 1993. Computer estimation of the atmospheric gas-phase reaction rate of organic compounds with hydroxyl radicals and ozone. Chemosphere 26:2293-2299.

Ministère japonais de l'environnement. 2004. Surveyed chemical substances and their detected levels in the environment (a cumulative list for fiscal year 1974-2003). [consulté le 19 février 2009]. Accès : http://www.env.go.jp/chemi/kurohon/en/http2004e/03-cie/summary2004.pdf

[MITI] Ministry of International Trade & Industry (JP), Basic Industries Bureau, Chemical Products Safety Division. 1992. Biodegradation and bioaccumulation data of existing chemicals based on the CSCL Japan. Tokyo (JP): Japan Chemical Industry Ecology-Toxicology & Information Center.

Miyata, R., Nohmi, T., Yoshikawa, K., Ishidate, M. 1981. Metabolic activation of p-nitrotoluene and trichloroethylene by rat-liver S9 fractions in Salmonella typhimurium strains. Eisei Shikensho Hokoku 99:60-65. [cité dans EURAR, 2008].

[MPBPWIN] Melting Point Boiling Point Program for Microsoft Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 1.43. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Mussmann, P., Preiss, A., Levsen, K., Wuensch, G. 1994. Method development for the analysis of nitrotoluenes, nitramines and other organic compounds in ammunition waste water. Vom Wasser 82:79-90.

Nahmi, T., Yoshikawa, K., Nakadate, M., Miyata, R., Ishidate, M.J. 1984. Mutations in Salmonella typhimurium and inactivation of Bacillus subtilis transforming DNA induced by phenylhydroxylamine derivatives. Mutat. Res. 136:159-168. [cité dans EURAR, 2008].

[NCI] National Chemical Inventories [base de données sur CD-ROM]. 2006. Columbus (OH) : American Chemical Society. [consultée le 11 décembre 2006]. Accès : http://www.cas.org/products/cd/nci/index.html

Nojima, K., Kanno, S. 1977. Studies on photochemistry of aromatic hydrocarbons. IV. Mechanism of formation of nitrophenols by the photochemical reaction of benzene and toluene with nitrogen oxides in air. Chemosphere 6:371-376.

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 1992. Toxicity studies of o-, m- and p-nitrotoluenes administered in dosed feed to F344/N rats and B6C3F1 mice [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NTP Toxicity Report Series (TOX) No. 23. NIH Publication No. 93-3346. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/ntp/htdocs/ST_rpts/tox023.pdf

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 1996. Comparative toxicity and carcinogenicity studies of o-nitrotoluene and o-toluidine hydrochloride (CAS No. 88-72-2 and 636-21-5) administered in feed to male F344/N rats [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NTP Toxicity Report Series (TOX) No. 44. NIH Publication No. 96-3936. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/ntp/htdocs/ST_rpts/tox044.pdf

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 2002. Toxicology and carcinogenesis studies of o-nitrotoluene (CAS No. 88-72-2) in F344/N rats and B6C3F1 mice (feed studies) [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. NTP Technical Report Series (TR) No. 504. NIH Publication No. 02-4438. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/ntp/htdocs/LT_rpts/tr504.pdf

[NTP] National Toxicology Program (US). 2007. Captafol/o-nitrotoluene expert panel report: Part B - Recommendations for listing status for o-nitrotoluene in the RoC [Report on Carcinogens] and scientific justification for the recommendation [en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/files/o_Nitrotolouene_ReportPart_B_5081.pdf

[NTP] National Toxicology Program (États-Unis). 2008. Report on carcinogens (12^e) background document for o-nitrotoluene [Version finale en ligne]. Research Triangle Park (NC) : US Department of Health and Human Services, National Toxicology Program. Accès : http://ntp.niehs.nih.gov/?objectid=BD1A20B5-F1F6-975E-7CF8CBFACF0FC7EF

[OASIS Forecast] Optimized Approach based on Structural Indices Set [en ligne]. 2005. Version 1.20. Bourgas (Bulgarie) : Bourgas Prof. Assen Zlatarov University, Laboratory of Mathematical Chemistry. [consulté le 31 janvier 2007]. Accès : http://oasis-lmc.org/?section=software

[OCDE] Organisation de coopération et de développement économiques. 1994. SIDS [Screening Information Dataset] dossier on the OECD HPV [high production volume] chemical 2-nitrotoluene (2NT), CAS No. 88-72-2, CH₃C₄H₄NO₂ (“Full SIDS Dossier”). Paris (France) : OCDE, Division de l'environnement.

O'Neil, M.J. (éd.) 2001. Merck index: an encyclopedia of chemicals, drugs and biologicals. 13th ed. Whitehouse Station (NJ) : Merck and Co., Inc. [cité dans HSDB, 2009].

Parales, J.V., Kumar, A., Parales, R.E., Gibson, D.T. 1996. Cloning and sequencing of the genes encoding 2-nitrotoluene dioxygenase from Pseudomonas sp JS42. Gene 181:57-61.

Parales, J.V., Parales, R.E., Resnick, M., Gibson, D.T. 1998. Enzyme specificity of 2-nitrotoluene 2,3-dioxygenase from Pseudomonas sp strain JS42 is determined by the C-terminal region of the α subunit of the oxygenase component. J. Bacteriol. 180(5):1194-1199.

Parton, J.W., Yount, D.J., Garriott, M.L. 1995. Improved sensitivity of the unscheduled DNA synthesis assay in primary rat hepatocytes following culture in serum-free defined media. Environ. Mol. Mutagen. 26(2):147-154. [cité dans NTP, 2008].

Pellizzari, E.D. 1978. Quantitation of chlorinated hydrocarbons in previously collected air samples. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency. EPA-450/3-78-112.

Perry, R.H., Green, D. 1984. Perry's chemical handbook. 6^e éd. New York (NY) : McGraw-Hill.

Pitter, P. 1976. Determination of biological degradability of organic substances. Water Res. 10:231-235.

Ramos, E.U., Vaes, W.H.J., Mayer, P., Hermens, J.L.M. 1999. Algal growth inhibition of Chlorella pyrenoidosa by polar narcotic pollutants: toxic cell concentrations and QSAR modelling. Aquat. Toxicol. 46(10):1-10.

Ramos, E.U., Vermeer, C., Vaes, W.H.J., Hermens, J.L.M. 1998. Acute toxicity of polar narcotics to three aquatic species (Daphnia magna, Poecilia reticulata and Lymnaea stagnalis) and its relation to hydrophobicity. Chemosphere 37(4):633-650.

Rickert, D.E., Long, R.M., Dyroff, M.C., Kedderis, G.L. 1984. Hepatic macromolecular covalent binding of mononitrotoluenes in Fischer-344 rats. Chem. Biol. Interact. 52(2):131-139.

Rippen, G. 1989. Handbuch der Umweltchemikalien: Stoffdaten-Pruefverfahren-Vorschriften (2. Aufl.), Band 2,3,9. (1991), 13. (1992) and 16. (1992). Landsberg (Allemagne) : Erg. Lfg. Ecomed. [cité dans Gorontzy et al., 1994].

Robertson, J.B., Spain, J.C., Haddock, J.D., Gibson, D.T. 1992. Oxidation of nitrotoluenes by toluene dioxygenase: evidence for a monooxygenase reaction. Appl. Environ. Microbiol. 58(8):2643-2648.<0}

Rubino, G.F., Scansetti, G., Piolatto, G., Pira, E. 1982. The carcinogenic effect of aromatic amines: an epidemiological study on the role of o-toluidine and 4,4'-methylene bis(2-methylaniline) in inducing bladder cancer in man. Environ. Res. 27(2):241-254. [cité dans NTP, 2008].

Sabbioni, G., et al., 2006. Biomarkers of exposure, effect, and susceptibility in workers exposed to nitrotoluenes. Cancer Epidemiol. Biomarkers Prev. 15(3):559-566.

Scheringer, M., MacLeod, M., Wegmann, F. 2006. The OECD P_OV and LRTP Screening Tool [en ligne]. Version 2.0. Organisation for Economic Cooperation and Development; Zurich (Suisse) : École Polytechnique Fédérale de Zurich. Distribué lors de l'atelier OCDE-PNUE sur l'utilisation de modèles multimédias pour déterminer les polluants organiques persistants, tenu à Ottawa (Canada), du 31 mai au 2 juin 2006. Accès : http://www.sust-chem.ethz.ch/downloads/Tool2_0_Manual.pdf

Schultz, T.W. 1999. Structure-toxicity relationships for benzenes evaluated with Tetrahymena pyriformis. Chem. Res. Toxicol. 12:1262-1267.

Sharma, G.P., Chaudhry, A., Ahluwalia, K.K. 1989. Genotoxic effect of three N-oxidized derivatives of o-toluidine on the germ cells of a mosquito, Culex fatigans (Culicidae: Diptera). Res. Bull. (Sci.) Panjab Univ. 40:55-59. [cité dans EURAR, 2008].

Shimizu, M., Yano, E. 1986. Mutagenicity of mono-nitrobenzene derivatives in the Ames test and rec assay. Mutat. Res. 170(1-2):11-22. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Sills, R.C., Hong, H.L., Flake, G., Moomaw, C., Clayton, N., Boorman, G.A., Dunnick, J., Devereux, T.R. 2004. o-Nitrotoluene-induced large intestinal tumors in B6C3F1 mice model human colon cancer in their molecular pathogenesis. Carcinogenesis 25(4):605-612. [cité dans NTP, 2008].

Simmons, M.S., Zepp, R.G. 1986. Influence of humic substances on photolysis of nitroaromatic compounds in aqueous systems. Water Res. 20:899-904.

Slaga, T.J., Triplett, L.L., Smith, L.H., Witschi, H.P. 1985. Carcinogenesis of nitrated toluenes and benzenes, skin and lung tumour assays in mice. Final report. Oak Ridge (TN) : Oak Ridge National Laboratory. Report No. AD-A155 723, ORNL/TM-9645. [cité dans DFG, 2002; EURAR, 2008].

Spanggord, R.J., Gibson, B.W., Keck, R.G., Thomas, D.W. 1982a. Effluent analysis of wastewater generated in the manufacture of 2,4,6-trinitrotoluene. 1. Characterization study. Environ. Sci. Technol. 16:229-232.

Spanggord, R.J., Mortelmans, K.E., Griffin, A.F., Simmon, V.F. 1982b. Mutagenicity in Salmonella typhimurium and structure-activity relationships of wastewater components emanating from the manufacture of trinitrotoluene. Environ. Mutagen. 4(2):163-179. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

[SRD] Source Ranking Database. 2004. Version 4.0. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/srddl.htm

Stangroom SJ, Collins CD, Lester JN. 1998. Sources of organic micropollutants to lowland rivers. Environ Technol 19: 643–666.<}0{>Stangroom, S.J., Collins, C.D., Lester, J.N. 1998. Sources of organic micropollutants to lowland rivers. Environ. Technol. 19:643-666.

Struijs J, Stoltenkamp J. 1986. Ultimate biodegradation of 2-, 3- and 4-nitrotoluene. Sci Total Environ 57: 161–170.<}0{>Struijs, J., Stoltenkamp, J. 1986. Ultimate biodegradation of 2-, 3- and 4-nitrotoluene. Sci. Total Environ. 57:161-170.

Sundvall, A., Marklund, H., Rannung, U. 1984. The mutagenicity on Salmonella typhimurium of nitrobenzoic acids and other wastewater components generated in the production of nitrobenzoic acids and nitrotoluenes. Mutat. Res. 137:71-78. [cité dans EURAR, 2008].

Suzuki, J., Koyama, T., Suzuki, S. 1983. Mutagenic assay of aromatic nitro compounds with Salmonella typhimurium. Mutat. Res. 91(4-5):321-325. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Swaminathan, K., Kondawar, V.K., Chakrabarti, T., Subrahmanyam, P.V.R. 1987. Identification and quantification of organics in nitro aromatic manufacturing wastewaters. Indian J. Environ. Health 29:32-38.

Tokiwa, H., Nakagawa, R., Ohnishi, Y. 1981. Mutagenic assay for aromatic nitro compounds with Salmonella typhimurium. Mutat. Res. 91(4-5):321-325. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

Ton, T.T., Elwell, M.R., Morris, R.W., Maronpot, R.R. 1995. Development and persistence of placental glutathione-S-transferase-positive foci in livers of male F344 rats exposed to o-nitrotoluene. Cancer Lett. 95(1-2):167-173.

[TOPKAT] TOxicity Prediction by Komputer Assisted Technology [en ligne]. 2004. Version 6.2. San Diego (CA) : Accelrys Software Inc. [consulté le 31 janvier 2007]. Accès : http://www.accelrys.com/products/topkat/index.html

Toze, S., Zappia, L. 1999. Microbial degradation of munition compounds in production wastewater. Water Res. 33(13):3040-3045.

[TRI] Toxics Release Inventory [base de données sur Internet]. 2006. TRI Explorer 4.7. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency. [consultée le 9 février 2009]. Accès : http://www.epa.gov/triexplorer/

[USEPA] US Environmental Protection Agency. 1986-2002. Toxic Substances Control Act: Inventory Update Reporting (TSCA-IUR). Non-confidential production volume information for 1986, 1990, 1994, 1998 and 2002 reporting cycles [CD-ROM]. Washington (DC) : USEPA.

Van De Meent, D., Den Hollander, H.A., Pool, W.G., Vredenbregt, M.J., Van Oers, HA.M., De Greef, E., Luijten, J.A. 1986. Organic micropollutants in Dutch coastal waters. Water Sci. Technol. 18(4-5):73-81.

Vasilenko, N.M., Kovalenko, I.I. 1976. Effects of isomerism and quantity of nitro groups on toxic properties of nitrotoluenes. Tr. Khar'k Med. Inst. 124:32-34. [cité dans EURAR, 2008].

Vernot, E.H., MacEwen, J.D., Haun, C.C., Kinkead, E.R. 1977. Acute toxicity and skin corrosion data for some organic and inorganic compounds and aqueous solutions. Toxicol. Appl. Pharmacol. 42:417-423. [cité dans EURAR, 2008].

Vineis, P., Magnani, C. 1985. Occupation and bladder cancer in males: a case-control study. Int. J. Cancer 35(5):599-606. [cité dans NTP, 2008].

Wang, Y., Wang, Z., Wang, C., Wang, W. 1999. Uptake of weakly hydrophobic nitroaromatics from water by semipermeable membrane devices (SPMDs) and by goldfish (Carassius auratus). Chemosphere 38(1):51-66.

Wania, F. 2003. Assessing the potential of persistent organic chemicals for long-range transport and accumulation in polar regions. Environ. Sci. Technol. 37:1344-1351.

Wania, F. 2006. Potential of degradable organic chemicals for absolute and relative enrichment in the Arctic. Environ. Sci. Technol. 40:569-577.

Weast, R.C. (éd.) 1989. Handbook of chemistry and physics. 69^e éd. Boca Raton (FL) : CRC Press. [cité dans HSDB, 2009].

Working, P.K., Butterworth, B.E. 1984. An assay to detect chemically induced DNA repair in rat spermatocytes. Environ. Mutagen. 6(3):273-286. [cité dans EURAR, 2008; NTP, 2008].

[WSKOWWIN] Water Solubility for Organic Compounds Program for Windows [modèle d'estimation]. 2008. Version 1.41a. Washington (DC) : US Environmental Protection Agency, Office of Pollution Prevention and Toxics; Syracuse (NY) : Syracuse Research Corporation. Accès : http://www.epa.gov/oppt/exposure/pubs/episuite.htm

Yalkowsky, S.H., He, Y. 2003. Handbook of aqueous solubility data: an extensive compilation of aqueous solubility data for organic compounds extracted from the AQUASOL database. Boca Raton (FL) : CRC Press.

Yoshioka, Y., Ose, Y., Sato, T. 1986. [Testing and evaluation of chemical toxicity on Tubifex.] Eisei Kagadu 32:308-311 (en japonais avec extrait en anglais).

Zoeteman, B.C.J. 1980. Sensory assessment of water quality. Oxford (Royaume-Uni) : Pergamon Press.

Zoeteman, B.C.J., Karmsen, K., Linders, J.B.H.J., Morra, C.F.H., Slooff, W. 1980. Persistent organic pollutants in river water and ground water of the Netherlands. Chemosphere 9:231-249.

Haut de page

Annexe 1 : Résumé des données relatives aux effets du 2–nitrotoluène sur la santé

Note de bas de page

Haut de page