Le Système d’information sur l’évaluation des risques

Profils de toxicité

Résumé formel de la toxicité pour le CHRYSÈNE

REMARQUE: Bien que les valeurs de toxicité présentées dans ces profils de toxicité étaient correctes au moment de leur production, ces valeurs sont sujettes à changement. Les utilisateurs doivent toujours se référer à la Base de données des valeurs de toxicité pour les valeurs de toxicité actuelles.

RÉSUMÉ 1. INTRODUCTION2. MÉTABOLISME ET DISPOSITION 2.1 ABSORPTION2.2 DISTRIBUTION2.3 MÉTABOLISM2.4 EXCRÉTION 3. EFFETS NON CANCÉRIGÈNES SUR LA SANTÉ 3.1 EXPOSITIONS ORALES3.2 EXPOSITIONS PAR INHALATION3.3 AUTRES VOIES D’EXPOSITION3.4 ORGANES CIBLES / EFFETS CRITIQUES 4. CANCÉROGÉNICITÉ 4.1 EXPOSITION PAR VOIE ORALE4.2 EXPOSITION PAR INHALATION4.3 AUTRES VOIES D’EXPOSITION4.4 POIDS DES PREUVES DE L’EPA4.5 FACTEURS DE PENTE DE CANCÉROGÉNICITÉ 5. RÉFÉRENCES

Décembre 1994

Préparé par : H. T. Borges, Ph.D., MT (ASCP), D.A.B.T., Groupe d’évaluation des risques chimiques, Section de l’Analyse de l’Information biomédicale et environnementale, Division de la Recherche en Sciences de la Santé, *, Oak Ridge, Tennessee.

Préparé pour : PROGRAMME DE RESTAURATION ENVIRONNEMENTALE DE LA RÉSERVE D’OAK RIDGE.

* Géré par Martin Marietta Energy Systems, Inc., pour le Département de l’Énergie des États-Unis Sous-contrat No. DE-AC05-84OR21400.

MISE À JOUR DU RÉSUMÉ DE LA TOXICITÉ

Le présent rapport est une mise à jour du Résumé de la toxicité du Chrysène (Numéro de registre CAS 218-01-9). Le résumé initial de ce produit chimique a été présenté en novembre 1991. La mise à jour a été effectuée en incorporant toutes les nouvelles données sur la toxicité pour la santé humaine publiées depuis la présentation initiale du rapport. Des données pharmacocinétiques, toxicologiques, cancérogènes et épidémiologiques pertinentes ont été obtenues grâce à des recherches en ligne dans la base de données sur les TOXINES de 1991 à 1994. De plus, toute modification des valeurs de toxicité approuvées par l’EPA (doses de référence, concentrations de référence ou facteurs de pente du cancer) provenant du Système intégré d’information sur les risques (IRIS) (en vigueur en décembre 1994) et/ou des Tableaux récapitulatifs d’évaluation des effets sur la santé, de l’exercice annuel 94 et du Supplément No 1 de juillet, pour ce produit chimique ont été incorporés dans la présente mise à jour.

RÉSUMÉ

Le chrysène, un hydrocarbure aromatique polycyclique, est un contaminant environnemental omniprésent formé principalement par la combustion incomplète de composés organiques. Bien que présent dans le charbon et le pétrole, la présence de chrysène dans l’environnement est le résultat d’activités anthropiques telles que la combustion et la gazéification du charbon; les gaz d’échappement de l’essence; les gaz d’échappement du diesel et des avions; et les émissions de cokéovènes, de poêles à bois et d’incinération des déchets (CIRC, 1983; ATSDR, 1990). Le chrysène n’est pas produit ou utilisé commercialement, et son utilisation est strictement limitée aux applications de recherche.

Peu d’informations sur l’absorption, la distribution, le métabolisme et l’excrétion du chrysène inhumain sont disponibles. Des études chez l’animal ont montré qu’environ 75 % de la chrysène administrée peut être absorbée par voie orale, cutanée ou par inhalation (Grimmer et al., 1988; Modica et coll., 1983; Chang, 1943). Après son absorption, le chrysène est préférentiellement distribué dans les régions fortement lipophiles du corps, notamment les tissus adipeux et mammaires (Bartosek et al., 1984; Modica et coll., 1983). L’imétabolisme de phase du chrysène, que ce soit dans les poumons, la peau ou le foie, est médié par les oxydases à fonction mixte. Le métabolisme entraîne la formation de 1,2-, 3,4- et 5,6-dihydrodiols ainsi que la formation de métabolites de 1-, 3- et 4-phénols (Sims, 1970; Nordquist et al., 1981; Jacob et coll., 1982, 1987). Un métabolisme supplémentaire de phase I du chrysène 1,2-dihydrodiol forme du chrysène 1,2-dihydrodiol-3,4-époxy et du 9-hydroxychrysène 1,2-diol-3,4-oxyde. Il a été démontré que ces métabolites avaient une activité mutagène et alkylante (Hodgson et al., 1983; Wood et coll., 1977; Wood et coll., 1979). Le métabolisme de phase II de l’ofchrysène entraîne la formation de conjugués glucuronide et ester sulfate; cependant, des glutathionéconjugués de diol et de triol époxydes sont également formés (Sims et Grover, 1974, 1981; Hodgson et al., 1986; Robertson et Jernström, 1986). La sécrétion hépatobiliaire avec élimination dans les fèces est la voie dominante de l’excrétion (Schlede et al., 1970; Grimmer et coll., 1988).

Les effets systémiques, développementaux et reproductifs sur la santé humaine ou animale après l’exposition au tochrysène n’ont pas été identifiés. En raison de l’absence de données sur la toxicité systémique, la dose de référence et la concentration de référence du chrysène n’ont pas été calculées (EPA, 1994a, b). Les organes cibles n’ont pas été décrits, bien que le chrysène puisse induire une immunosuppression similaire à certains autreSPAh. Les essais biologiques cancérogènes par voie orale et par inhalation n’ont pas été identifiés. Dans les études sur la peinture de la peau de souris, chrysène était un initiateur des papillomes et des carcinomes. De plus, des injections intrapéritonéales d’ofchrysène ont induit des adénomes et des carcinomes hépatiques chez des souris suisses CD-1 et BLU/Ha mâles. Bien que les facteurs de pente orale et d’inhalation n’aient pas été dérivés, l’EPA (1994a, b) a classé le chrysène dans le groupe de poids de preuve B2, cancérogène probable pour l’homme, en fonction de l’induction de tumeurs hépatiques, de papillomes cutanés et de carcinomes après traitement et de la mutagénicité et des anomalies chromosomiques induites dans des tests in vitro.

1. INTRODUCTION

Le chrysène (numéro CAS 218-01-9), un hydrocarbure aromatique polycyclique (HAP), est également connu sous les synonymes 1,2-benzophénanthrène, benzophénanthrène, 1,2-benzphénanthrène, 1,2-benzphénanthrène et 1,2,5,6-dibenzonaphtalène. Le chrysène pur a un poids moléculaire de 228 g / mol et est un solide cristallin bipyramidal ortho-rhombique sans couleur qui fluorescent fortement le rouge-bleu sous la lumière ultraviolette. Le chrysène a un point de fusion de 255C, un point d’ébullition de 448C, une densité de 1,274 g / cm3 etune pression de vapeur de 6,3×10-9 mm Hg (Weast, 1988). Il est pratiquement insoluble dans l’eau; seulement légèrement soluble dans l’alcool, l’éther, le bisulfure de carbone ou l’acide acétique glacial; et modérément soluble dans le benzène (Budavariet al., 1989). Le chrysène n’est pas utilisé ou produit commercialement; il est principalement utilisé dans des applications de recherche.

Le chrysène est un contaminant environnemental omniprésent produit de la combustion incomplète de composés organiques. Les sources anthropiques environnementales de chrysène comprennent les gaz d’échappement de l’essence, du diesel et des turbines d’avion; la combustion et la gazéification du charbon; les émissions provenant des fours à coke, des poêles à bois et de l’incinération des déchets; et diverses applications industrielles telles que la production de fer, d’aluminium et d’acier. Le chrysène est également un constituant du charbon, du pétrole et de leurs distillats tels que le goudron de houille et la créosote (CIRC, 1983; ATSDR, 1990). Les sources non anthropogènes de chrysène comprennent les feux de forêt et d’herbe, ainsi que les volcans; cependant, ces dernières sources ne contribuent pas de manière significative à la concentration totale de chrysène dans l’environnement (ATSDR, 1990).

Les humains sont exposés au chrysène par voie orale, par inhalation et par voie cutanée. L’exposition se produit par la consommation de fruits et de légumes cultivés dans des zones à forte concentration de chrysène dans le sol ou l’atmosphère et par la consommation ou l’utilisation d’eau contaminée par le chrysène. Les viandes, en particulier celles à forte teneur en matières grasses, apportent des quantités importantes de chrysène au régime alimentaire à partir de la pyrolyse des graisses pendant le processus de cuisson. Aliments fumés ou cuits sur du charbon ouvertcontiennent des concentrations encore plus élevées. Une exposition significative au chrysène se produit également par l’inhalation de la fumée de cigarette principale et de la fumée secondaire (CIRC, 1983). L’exposition professionnelle au chrysène se produit pendant la production de goudron ou à partir des cokeries, de la gazéification du charbon, des fumoirs et de la production de viande fumée, du goudronnage des routes et des toits, des incinérateurs et de la production d’aluminium.

2. MÉTABOLISME ET DISPOSITION

2.1 ABSORPTION

Aucune information sur l’absorption du chrysène chez l’homme n’a été trouvée. Cependant, la détection des HAP, y compris le chrysène et ses métabolites, dans l’urine de personnes qui fument (Becher, 1986), travaillent dans des environnements industriels à fortes concentrations atmosphériques (Becher et Bjorseth, 1983) ou utilisent des crèmes thérapeutiques au goudron de houille (Clonfero et al., 1986) fournit des preuves indirectes de l’inhalation et de l’absorption cutanée. Des études chez l’animal montrent que le chrysène est absorbé par voie orale, par inhalation et par voie dermique. Jusqu’à 74 % de la dose de chrysène administrée a été retrouvée dans l’urine et les fèces de rats après une instillation orale, par gavage ou par voie intratrachéale (Grimmer et al., 1988; Modica et al., 1983; Chang, 1943). Le chrysène a été détecté dans l’urine de rats Osborne-Mendel à la suite d’une instillation pulmonaire (Grimmer et al., 1988).

2.2 DISTRIBUTION

La distribution du chrysène n’a pas été étudiée chez l’homme. Après le traitement par voie orale, des concentrations maximales de chrysène ont été trouvées dans le sang et le foie de rats une heure après le traitement. La concentration dans le foie était 4 à 10 fois plus élevée que celle dans le sang (Bartosek et al., 1984; Modica et coll., 1983). Après redistribution, la concentration tissulaire de chrysène était liée à la teneur en lipides. Les concentrations les plus élevées ont été trouvées 3 heures après le traitement dans le tissu adipeux, suivi dans l’ordre par le tissu mammaire, le cerveau, le foie et le sang (Bartosek et al., 1984; Modica et coll.,1983). La concentration de chrysène dans les tissus n’était pas liée à la dose. Cela suggère une saturation des mécanismes d’absorption.

2.3 MÉTABOLISME

Des études in vitro ont établi que le métabolisme de phase I du chrysène est médié par le système oxydase à fonction mixte. Dans les préparations de foie de rat, le 1,2-, 3,4- et 5,6-dihydrodiol, ainsi que les dérivés du 1-, 3- et 4-phénol étaient les principaux métabolites formés (Sims, 1970; Nordquist et al., 1981; Jacob et coll., 1982, 1987). Ces mêmes métabolites ont également été identifiés inhumains (Weston et al., 1985) et des études sur la peau de souris (Weston et al., 1985, Hodgson et coll., 1983). Les intermédiaires d’oxyde d’arène du chrysène n’ont pas été isolés, bien que la formation métabolique des dihydrodiols et des phénols fournisse une preuve indirecte de leur existence (Sims et Grover, 1974; 1981). Dans les préparations pour la peau de souris et humaine (Weston et al., 1985; Hodgson et coll., 1986), hamstercells (Phillips et coll., 1986) et des préparations de foie de rat (Hodgson et al., 1985; Nordquist et coll., 1981), une oxydation supplémentaire du 1,2-dihydrodiol du chrysène par le cytochrome P-450 donne le 1,2-dihydrodiol-3,4-époxyde. Le métabolisme supplémentaire du chrysène pour former le 9-hydroxychrysène 1,2-dihydrodiol-3,4-oxyde n’a pas été détecté chez l’homme, mais il a été signalé qu’il se produisait dans la peau de souris (Weston et al., 1985; Hodgson et coll., 1986), des cellules de hamster (Phillips et al., 1986) et des préparations de foie de rat (Hodgsonet al., 1985; Nordquist et coll., 1981). Dans des études récentes in vivo et in vitro, il a été rapporté que le chrysène peut subir une bioalkylation et une hydroxylation pour former du 6-méthylchrysène et du 6-hydroxyméthylchrysène dans le cytosol du foie de rat et le tissu sous-cutané dorsal du rat (Myers et Flesher, 1991). Les agents aréalkylants du 1,2-dihydrodiol-3,4-époxyde de chrysène et du 9-hydroxychrysène 1,2-dihydrodiol-3,4-oxyde (Hodgson et al., 1985) et, avec le chrysène 1,2-dihydrodiol métaboliquement activé, possèdent une activité mutagène dans les systèmes cellulaires in vitro des bactéries et des mammifères (Wood etal., 1977; Wood et coll., 1979, Cheung et coll., 1993).

Le métabolisme de phase II du chrysène entraîne la formation d’ester de sulfate et de glucuronides conjugués des dihydrodiols et des phénols formés au cours du métabolisme de phase I (Sims et Grover, 1974, 1981). Des conjugués de glutathion, issus de la conjugaison des époxydes de diol et de triol du chrysène, ont également été identifiés (Hodgson et al., 1986; Robertson et Jernström, 1986).

2,4 EXCRÉTION

L’excrétion de chrysène n’a pas fait l’objet d’études approfondies. Cependant, il est probablement similaire à l’excrétion hépatobiliaire avec élimination dans les fèces, comme indiqué pour d’autres HAP (Schlede et al.,1970). Chez les rats traités par 50 ug de chrysène par gavage ou par 400 ou 800 ng de chrysène par instillation intratrachéale, 74 %, 53% et 73%, respectivement, de la dose ont été excrétés dans les 3 jours suivant le traitement (Grimmer et al., 1988). Environ 90% du chrysène excrété a été récupéré dans les selles dans les 24 heures suivant le traitement.

3. EFFETS NON CANCÉRIGÈNES SUR LA SANTÉ

3.1 EXPOSITIONS ORALES

3.1.1 Toxicité aiguë

Aucune information sur la toxicité orale aiguë du chrysène pour l’homme ou l’animal n’est disponible.

3.1.2 Toxicité subchronique

Les informations sur la toxicité subchronique par voie orale du chrysène pour l’homme ou l’animal ne sont pas disponibles.

3.1.3 Toxicité chronique

Aucune information sur la toxicité orale chronique du chrysène pour les humains ou les animaux n’est disponible.

3.1.4 Toxicologie du développement et de la reproduction

Aucune information sur la toxicité du chrysène sur le développement et la reproduction pour les humains ou les animauxsuivant une exposition orale n’est disponible.

3.1.5 Dose de référence

Une dose de référence pour le chrysène n’est pas disponible pour le moment (EPA, 1994a, b).

3.2 EXPOSITIONS PAR INHALATION

3.2.1 Toxicité aiguë

Les informations sur la toxicité aiguë par inhalation du chrysène pour les humains ou les animaux ne sont pas disponibles.

3.2.2 Toxicité subchronique

Les informations sur la toxicité subchronique par inhalation du chrysène pour les humains ou les animaux ne sont pas disponibles.

3.2.3 Toxicité chronique

Les informations sur la toxicité chronique du chrysène par inhalation pour les humains ou les animaux ne sont pas disponibles.

3.2.4 Toxicité pour le développement et la reproduction

Aucune information sur la toxicité pour le développement et la reproduction du chrysène pour les humains ou les animauxà la suite d’une exposition par inhalation n’est disponible.

3.2.5 Concentration de référence

Une Concentration de référence pour le chrysène n’est pas disponible pour le moment (EPA, 1994a, b).

3.3 AUTRES VOIES D’EXPOSITION

Aucune information sur la toxicité du chrysène pour les humains ou les animaux provenant d’autres voies d’exposition n’est disponible.

3.4 ORGANES CIBLES / EFFETS CRITIQUES

3.4.1 Expositions orales

3.4.1.1 Organes cibles primaires

Les études qui décrivent des organes cibles spécifiques de toxicité du chrysène après des traitements oraux n’ont pas été identifiées. Cependant, des déductions de l’étude d’autres HAP peuvent être faites.

Système immunitaire : Typiquement, les HAP cancérogènes induisent une immunosuppression chez les animaux de laboratoire, alors que les HAP non cancérigènes ne le font pas (Dean et al., 1986). On ignore si le chrysène, une HTAP faiblement cancérigène, induit une immunosuppression après un traitement par voie orale. White et coll. (1985) ont rapporté que la formation d’anticorps n’était pas diminuée chez la femelle B6C3F1mice qui a reçu du chrysène par injection sous-cutanée.

3.4.1.2 Autres organes cibles

D’autres organes cibles suite à une exposition orale au chrysène n’ont pas été décrits.

3.4.2 Expositions par inhalation

3.4.2.1 Organes cibles primaires

Les études décrivant des organes cibles spécifiques de toxicité du chrysène après une exposition par inhalation n’ont pas été identifiées. Cependant, des déductions de l’étude d’autres HAP peuvent être faites.

Système immunitaire: En règle générale, les HAP cancérigènes induisent une immunosuppression chez les animaux de laboratoire, alors que les HAP non cancérigènes ne le font pas (Dean et al., 1986). On ignore si le chrysène, un HAP faiblement cancérigène, induit une immunosuppression après une exposition par inhalation. White et coll. (1985) ont rapporté que la formation d’anticorps n’était pas diminuée chez la femelle B6C3F1mice qui a reçu du chrysène par injection sous-cutanée.

3.4.2.2 Autres organes cibles

D’autres organes cibles suite à une exposition par inhalation au chrysène n’ont pas été décrits.

4. CANCÉROGÉNICITÉ

De nombreuses études épidémiologiques ont été menées pour étudier l’incidence accrue des tumeurs chez les personnes exposées aux émissions de HAP provenant des fours à coke et de divers goudrons (Lloyd, 1971, Redmond et al., 1972, Mazumdar et coll., 1975; Hammond et coll., 1976; Maclure et MacMahon, 1980). Il convient de rappeler que ces études sont menées sur des mélanges contenant d’autres HAP et des agents cancérigènes connus provenant d’espèces chimiquement non apparentées. Par conséquent, ces études ne fournissent pas de preuves directes de la cancérogénicité du chrysène.

4.1 EXPOSITIONS ORALES

Informations sur la cancérogénicité du chrysène après une exposition orale à des êtres humains ou à des animaux non disponibles.

4.2 EXPOSITIONS PAR INHALATION

Aucune information sur la cancérogénicité du chrysène à la suite d’une exposition par inhalation à des humains ou à des animaux n’est disponible. Cependant, Wenzel-Hartung et coll. (1990) ont étudié la cancérogénicité du chrysène chez des rats Osborne-Mendel femelles qui ont reçu une injection intrapulmonaire unique de 1 mg ou 3 mg de chrysène dans un véhicule cire d’abeille/trioctanoïne. Le temps médian de survie des rats traités par chrysène a été légèrement diminué (96 semaines et 95 semaines pour les rats traités par 1 mg et 3 mg, respectivement) par rapport aux rats témoins (100 semaines et 105 semaines pour les rats traités par véhicule et non traités, respectivement). Des augmentations dose-dépendantes de l’incidence des carcinomes pulmonaires ont été observées chez les rats traités au chrysène; cependant, les types de tumeurs n’ont pas été décrits. Aucune tumeur n’a été observée dans l’un ou l’autre groupe de rats témoins. Sur la base des résultats de cette étude, les auteurs ont calculé une puissance acarcinogène de 0,03 pour le chrysène par rapport au benzopyrène (1.0) et une dose efficace chez 10% des animaux (DE10) pour une cancérogénicité de 1,015 mg.

4.3 AUTRES VOIES D’EXPOSITION

De nombreux essais biologiques évaluant la cancérogénicité du chrysène chez le rat et la souris à la suite d’un traitement cutané, sous-cutané et intrapéritonéal ont été réalisés. En général, ces essais ont établi que le chrysène est un cancérogène faible par rapport aux autres HAP. Cependant, deux métabolites du chrysène, le chrysène-1,2-diol-3,4-époxyde et le 9-hydroxychrysène-1,2-diol-3,4-oxyde, ont été connus pour induire plus de tumeurs que le chrysène, pour être des agents alkylants plus puissants et pour avoir une activité mutagène dans des essais bactériens in vitro (Chang et al., 1983; Slaga et coll., 1980; Buening et coll., 1979; Levin et coll., 1978).

Dans deux essais biologiques de cancérogénicité, le chrysène administré par injection intrapéritonéale a produit une augmentation significative liée à la dose de l’incidence des adénomes et des carcinomes hépatiques chez les souris mâles CD-1 et BLU/Ha traitées (Wislocki et al., 1986; Buening et coll., 1979). De plus, chrysene a augmenté l’incidence des lymphomes malins chez les souris mâles à faible dose (160 ug/souris) et des lungadénomes/carcinomes chez les souris mâles à forte dose (640 ug/souris) par rapport au CD-1mice témoin simultané (Wislocki et al., 1986). L’augmentation de l’incidence tumorale n’a pas été trouvée chez les souris femelles de theWislocki et al. (1986) ou Buening et al. (1979) études.

Dans de nombreux essais biologiques de cancérogénicité de la peinture cutanée, il a été démontré que le chrysène initiait des papillomes cutanés et des carcinomes chez diverses souches de souris (C3H, ICR/Ha Swiss, Ha/ICR/Mil Swiss, CD-1 Etsencar) lorsque les traitements étaient suivis de décahydronaphtalène, d’huile de croton ou de promotion de l’acétate de myristate de phorbol (Van Duuren et al., 1966; Hecht et coll., 1974; Levin et coll., 1978; Wood et coll., 1979; Wood et coll., 1980). Une étude a rapporté que le chrysène est un cancérogène complet (possédant une activité initiatrice et stimulante) (Wynder et Hoffmann, 1959). Dans cette étude, l’application de 1% de chrysène sur le dos de souris Suisses femelles 3 fois par semaine pendant le reste de leur vie a augmenté l’incidence des papillomes cutanés et des carcinomes. Comme la pureté du chrysène n’a pas été rapportée, les tumeurs peuvent avoir été induites par d’autres HAP ou des dérivés méthyliques non métaboliques du chrysène. Par conséquent, les résultats de cette étude ne sont pas concluants.

4.4 EPA POIDS DES PREUVES

Classification: B2; cancérogène probable pour l’homme (EPA, 1994a).

Base: Aucune donnée humaine n’était disponible, mais des essais biologiques animaux suffisants ont montré des carcinomes induits par le chrysène et des lymphomes malins chez la souris après injection intrapéritonéale et des carcinomes cutanés après exposition cutanée. Le chrysène a produit des anomalies chromosomiques dans les cellules germinales des mammifères et des souris après une exposition par gavage et a produit des résultats positifs dans les tests de mutagénicité bactérienne et transformé les cellules de mammifères exposées en culture (EPA, 1990a).

4.5 FACTEURS DE PENTE DE CANCÉROGÉNICITÉ

4.5.1 Voie orale

Il n’existe pas de facteur de pente pour le chrysène après une exposition orale (EPA, 1994a, b).

4.5.2 Inhalation

Un facteur de pente pour le chrysène après une exposition par inhalation n’est pas disponible (EPA, 1994a, b).

5. RÉFÉRENCES

ATSDR (Agence pour le Registre des Substances Toxiques et des Maladies). 1990. Profil toxicologique du Chrysène. Préparé par Clement Assoc., Inc. sous contrat 205-88-0608. Service de santé publique des États-Unis.ATSDR/TP-88/11.

Bartosek, I., A. Guaitani, R. Modica, M. Fiume et R. Urso. 1984. Cinétique comparative de l’oralbenz (a) anthracène, chrysène et triphénylène chez le rat: Étude avec des mélanges d’hydrocarbures. Toxicol. Lett. 23: 333-339.

Becher, G. et A. Bjorseth. 1983. Détermination de l’exposition aux hydrocarbures aromatiques polycycliques paranalyse de l’urine humaine. Cancer Lett. 17: 301-311.

Becher, G. 1986. Détermination de l’exposition aux HAP par analyse d’échantillons d’urine. Dans: Mechanismsin Tobacco Carcinogenesis, D. Hoffmann et C.C. Harris, Eds., Rapport Banbury, Laboratoire Cold SpringHarbor, New York.

Budavari, S., M.J. O’Neil, A. Smith et P.E. Heckelman. 1989. Dans : L’indice Merck, 11e éd., Merck & Co., Inc., Rahway, NJ, p. 350.

Buening, M.K., W. Levin, J.M. Karle, H. Yagi, D.M. Jerina et A.H. Conney. 1979. Tumorigénicité des époxydes de la région de Bay et d’autres dérivés du chrysène et du phénanthrène chez les souris nouveau-nées. Cancer Res. 39: 5063-5068.

Chang, R.L., W. Levin, A.W. Wood, et al. 1983. Tumorigénicité des énantiomères du chrysène-1,2-dihydrodiol et des diastéréomères de la région de la baie chrysène-1,2-diol-3,4-époxydes sur la peau de souris et chez les souris nouveau-nées. Cancer Res. 43: 192-196.

Chang, L.H. 1943. L’excrétion fécale d’hydrocarbures polycycliques après leur administration au rat. J. Biol. Chem. 151: 93-99. (Cité dans ATSDR, 1990)

Cheung, Y-L., T.J.B. Gray et C. Ioannides. 1993. Mutagénicité du chrysène, de ses méthyl et benzodérivants, et de leurs interactions avec les cytochromes P-450 et le récepteur Ah; pertinence pour leur pouvoir cancérogène. Toxicology 81:69-86.

Clonfero, E., M. Zordan, D. Cottica, et al. 1986. Mutagenic activity and polycyclic aromatichydrocarbon levels in urine of humans exposed to therapeutical coal tar. Carcinogenesis 7:819-823.

Dean, J.H., M. J. Murray et E.C. Ward. 1986. Réponses toxiques du Système immunitaire. Dans: Toxicologie de Casarettand Doull: La Science fondamentale des Poisons, Troisième édition, C.D. Klaassen, M.O. Amdurand J. Doull, Eds., Macmillian Publishing Co., New York, New York, p. 271 et 272.

Grimmer, G., H. Brune, G. Dettbarn, et al. 1988. Excrétion urinaire et fécale des métabolites chrysène et chrysène par les rats après application orale, intrapéritonéale, intratrachéale ou intrapulmonaire. Arch. Toxicol. 62: 401-405.

Hammond, E.D., I.J. Selikoff, P.O. Lawther et H. Seidman. 1976. Inhalation de BP et de cancer dansl’homme. Ann. NY Acad. Sci. 271: 116-124. (Cité dans ATSDR, 1990)

Hecht, S.s., W. E. Bondinell et D. Hoffmann. 1974. Chrysène et méthyl chrysènes: Présence de fumée de tabac et cancérogénicité. J. Natl. Cancer Inst. 53: 1121-1133.

Hodgson, R.M., A. Weston et P.L. Grover. 1983. Activation métabolique du chrysène dans la peau de souris: Preuve de l’implication du triol-époxyde. Carcinogenèse 4: 1639-1643.

Hodgson, R.M., A. Seidel, W. Bochnitschek, H.R. Glatt, F. Oesch et P.L. Grover. 1985. La formation du 9-hydroxychrysène-1,2-diol en tant qu’intermédiaire dans l’activation métabolique du chrysène. Carcinogenèse 6:135-139.

Hodgson, R.M., A. Seidel, W. Bochnitschek, H.R. Glatt, F. Oesch et P.L. Grover. 1986. Métabolisme du diol-époxyde de chrysène dans la région de la baie en un triol-époxyde et la combinaison catalysée par l’enzyme de ces époxydes avec le glutathion. Carcinogenèse 7: 2095-2098.

CIRC (Centre International de Recherche sur le Cancer). 1983. Dans : Monographies du CIRC sur l’Évaluation du Risque cancérigène des Produits chimiques pour l’Homme: Composés Aromatiques Polynucléaires, Partie I, Données chimiques, environnementales et expérimentales, Vol. 32, CIRC, Lyon, France, p. 247 à 261.

Jacob, J., A. Schmoldt et G. Grimmer. 1982. Formation de chrysénémétabolites cancérigènes et inactives par des microsomes de foie de rat de diverses activités monooxygénases. Arch. Toxicol. 51: 255-265.

Jacob, J., A. Schmoldt, M. Hamann, G. Raab et G. Grimmer. 1987. Induction de la monooxygénase par divers xénobiotiques et son influence sur le métabolisme microsomique du foie de rat de l’incomparaison du chrysène au benzanthracène. Cancer Lett. 34: 91-102.

Levin, W., A.W. Wood, R.L. Chang, et al. 1978. Evidence for bay region activation of chrysene 1,2-dihydrodiol to an ultimate cancerogen. Cancer Res. 38: 1831-1834.

Lloyd, J.W. 1971. Étude de mortalité à long terme des travailleurs de l’acier. V. Cancer respiratoire chez les ouvriers de cokerie. J. Occup. Med. 13: 53-68. (Cité dans ATSDR, 1990)

Maclure, K.M. et B. MacMahon. 1980. An epidemiologic perspective of environmental carcinogenesis. Epidémiol. Apoc. 2:19-48. (Cité dans ATSDR, 1990)

Mazumdar, S., C.K. Redmond, W. Sollecito et N. Sussman. 1975. An epidemiological study ofexposure to coal tar pitch volatiles among coke oven workers. J. Air Pollut. Control. Assoc. 25: 382-389. (Cited in ATSDR, 1990)

Modica, R., M. Fiume, A. Guaitani and I. Bartosek. 1983. Comparative kinetics of benz(a)anthracene,chrysene and triphenylene in rats after oral administration. I. Study with single compounds. Toxicol. Lett. 18: 103-109.

Myers, S.R. and J.W. Flesher. 1991. Metabolism of chrysene, 5-methylchrysene, 6-methylchryseneand 5,6-dimethylchrysene in rat liver cytosol, in vitro, and in rat subcutaneous tissue, invivo. Chem.-Biol. Interactions 77: 203-221.

Nordquist, M., D.R. Thakker, K.P. Vyas, et al. 1981. Metabolism of chrysene and phenanthrene tobay-region diol epoxides by rat liver enzymes. Mol. Pharmacol. 19: 168-178.

Phillips, D.H., H. R. Glatt, A. Seidel, W. Bochnitschek, F. Oesch and P.L. Grober. 1986. Mutagenicpotential of DNA adducts formed by diol-epoxides, triol-epoxides, and the K-region epoxide ofchrysene in mammalian cells. Carcinogenesis 7: 1739-1743.

Redmond, C.K., CA. Ciocco, J.W. Lloyd, and H.W. Rush. 1972. Long-term mortality study ofsteelworkers. VI. Mortality from malignant neoplasms among coke oven workers. J. Occup.Med. 14: 621-629. (Cité dans ATSDR, 1990)

Robertson, I.G.C. et B. Jernström. 1986. La conjugaison enzymatique du glutathion avec les époxydes de bay-regiondiol du benzopyrène, du benzanthracène et du chrysène. Carcinogenèse 7: 1633-1636.

Schlede, E., R. Kuntzman, S. Haber et A.H. Conney. 1970. Effet de l’induction enzymatique sur le métabolisme et la distribution tissulaire du benzopyrène. Cancer Res. 30: 2898-2904.

Sims, P. et P.L. Grover. 1974. Époxydes dans le métabolisme des hydrocarbures aromatiques polycycliques etcarcinogenèse. Adv. Cancer Res. 20:165-274.

Sims, P. et P.L. Grover. 1981. Implication des dihydrodiols et des diol-époxydes dans l’activité métabolique des hydrocarbures polycycliques autres que le benzopyrène. Dans : Hydrocarbures Polycycliques et Cancer. Vol. 3. H.V. Gelboin et P.O.P. Ts’O, Éd. Academic Press, New York, NY, pp. 117 – 181. (Cité dans ATSDR, 1990)

Sims, P. 1970. Études qualitatives et quantitatives du métabolisme d’une série d’aromatiqueshydrocarbures par des préparations de foie de rat. Biochem. Pharmacol. 19: 795-818.

Slaga, T.J., G.L. Gleason, G. Mills, et al. 1980. Comparaison des activités initiatrices de tumeurs cutanées dedihydrodiols et diol-époxydes de divers hydrocarbures aromatiques polycycliques. Cancer Res. 40: 1981-1984.

U.S. EPA (Agence américaine de protection de l’environnement). 1994a. Chrysène. Système intégré d’information sur les risques (IRIS). Environmental Criteria and Assessment Office, Office of Health andEnvironmental Assessment, Cincinnati, OH.

U.S. EPA (Agence américaine de protection de l’environnement). 1994b. Tableaux récapitulatifs de l’évaluation des effets sur la santé (EAST), Exercice annuel 94. Préparé par le Bureau des Critères et de l’Évaluation Environnementaux, Bureau de l’Évaluation de la Santé et de l’Environnement, Cincinnati, OH pour le Bureau de l’Intervention d’urgence et Immédiate, Washington, DC.

Van Duuren, B.L., A. Sivak, A. Segal, L. Orris et L. Langseth. 1966. Les agents de promotion de la tumeur sont des condensats de feuilles de tabac et de fumée de tabac. J. Natl. Cancer Inst. 37: 519-526. (Cité inATSDR, 1990)

Weast, R.C., Éd. 1988. Dans: Manuel de Chimie et de Physique de la CRC (Chemical Rubber Company), 69e éd., M.J. Astle et W.H. Beyer, Assoc. Ed., CRC Press, Inc., Boca Raton, FL. p. C-209.

Wenzel-Hartung, R., H. Brune, G. Grimmer, P. Germann, J. Timm et W. Wosniok. 1990. Evaluationof the cancerogenic potency of 4 environmental polycyclic aromatic compounds followingintrapulmonary application in rats. Exp. Pathol. (Iéna) 40:221-227.

Weston, A., R.M. Hodgson, A.J. Hewer, R. Kuroda et P.L. Grover. 1985. Études comparatives de l’activation métabolique du chrysène chez les rongeurs et la peau humaine. Chem. Biol. Interagir. 54: 223-242.

White, K.L., H.H. Lysy et M.P. Holsapple. 1985. Immunosuppression par des hydrocarbures aromatiques polycycliques: Une relation structure-activité chez les souris B6C3F1 et DBA/2. Immunopharmacologie 9:155-164.

Wislocki, P.G., E.S. Bagan, A.Y.H. Lu, et al. 1986. Tumorigénicité des dérivés nitrés du pyrène, du benzanthracène, du chrysène et du benzopyrène dans le dosage de la souris nouveau-née. Carcinogenesis7:1317-1322.

Wood, A.W., W. Levin, D. Ryan, et al. 1977. High mutagenicity of metabolically activated chrysene1,2-dihydrodiol: Evidence for bay region activation of chrysene. Biochem. Biophys. Rés. Commun. 78: 847-854.

Wood, A.W., W. Levin, R.L. Chang, et al. 1979. Mutagénicité et tumorigénicité des époxydes de phénanthrène et de chrysène et des époxydes de diol. Cancer Res. 39:4069-4077.

Wood, A.W., R.L. Chang, W. Levin, et al. 1980. Mutagénicité et activité initiatrice de tumeurs decyclopenta (c, d) pyrène et composés structurellement apparentés. Cancer Res. 40: 642-649.

Wynder, E.L. et D. Hoffmann. 1959. Une étude de la cancérogenèse du tabac. VII. Le rôle des hydrocarbures polycycliques plus élevés. Cancer 12:1079-1086. Récupérer les profils de toxicité Version condensée

Dernière mise à jour le 29/08/97