Effets hématotoxiques

La plupart des atteintes hématologiques (fatigue, troubles digestifs, légère polynucléose avant la pancytopénie et l’aplasie) ont été associés à des expositions par inhalation pour des expositions de type professionnel de plusieurs mois à plusieurs années à partir de 1 ppm (3,25 mg.m^-3) pendant 8 heures par jour (ATSDR, A2007 ; Lan et al., 2004 ; Qu et al., 2002 ; Qu et al., 2003 ; Rothman et al., 1996a ; Rothman et al., 1996b).

De nombreuses études ont mis en évidence des effets hématotoxiques et immunotoxiques. L’atteinte de la moelle osseuse est un des tous premiers signes de la toxicité chronique du benzène : aplasie médullaire ou syndrome myéloprolifératif. La présence d’anomalies chromosomiques semble associée au passage anémie aplasique vers le syndrome myéloprolifératif et au développement d’une leucémie.

Les premiers cas d’atteinte hématologique ont été décrits en 1897 par Santesson chez 9 femmes : 4 sont mortes d’aplasie médullaire (Santesson, 1897). En 1942, sur 11 104 employés d’usines de caoutchouc exposés à environ 200 ppm (682 mg.m^-3), 83 ont montré une altération de leur numération de formule sanguine et pour 25 une pancytopénie (ATSDR, 2007 ; Smith, 1996c). Des études de cohortes plus récentes ont été conduites notamment en Turquie, en Chine et en Italie. Deux cent dix-sept hommes travaillant dans l’industrie de la chaussure ont été suivis ; le benzène y est employé depuis 1960 (Aksoy et al., 1971). Le niveau d’exposition est estimé de 15 à 30 ppm (49-97 mg.m^-3) avec des pics d’expositions jusqu’à 200 ppm (682 mg.m^-3) en cas d’utilisation d’adhésifs au benzène. Vingt et un cas de leucopénie, 4 cas de thrombocytopénie, 10 cas de leucopénie et thrombocytopénie, 6 cas de pancytopénie et 5 cas d’hyperéosinophilie ont été identifiés. Dans une autre cohorte de 32 salariés fortement exposés (150 à 640 ppm) (487 à 2 079 mg.m^-3) pour des durées variant de 4 mois à 15 ans, il est observé chez 28 sujets des altérations sévères à type de pancytopénie, hypoplasie ou hyperplasie médullaire. Huit salariés sont morts de pancytopénie.

Une étude transversale a été conduite auprès de 250 salariés (dont 2/3 de femmes) de l’industrie de la chaussure en Chine (Lan et al., 2004). L’exposition au benzène a été mesurée individuellement dans l’air et dans les urines. Une analyse hématologique a été menée chez les sujets. Les ouvriers ont été exposés au benzène en moyenne pendant 6,1 ± 2,9 ans. Les sujets ont été regroupés en 4 groupes correspondant aux niveaux d’exposition : 140 témoins, 109 sujets exposés à < 1 ppm, 110 exposés à 1- < 10 ppm, 31 exposés à ≥ 10 ppm). Tous les types cellulaires de la lignée blanche sont diminués significativement ainsi que le nombre de plaquettes dans le groupe le plus faiblement exposé au benzène ce qui correspond à une diminution d’environ 8 à 15 % par rapport au groupe témoin. Aux niveaux d’exposition plus élevés, une diminution des lymphocytes CD4+, du ratio CD4+/CD8+ et des lymphocytes B est mesurée. La concentration d’hémoglobine est significativement diminuées pour le groupe le plus exposé au benzène.

Les résultats d’une étude de cohorte rétrospective d’ouvriers exposés au benzène : 28 460 salariés issus de 233 usines sont comparés à 28 257 témoins (Yin et al., 1987a ; Yin et al., 1989). Les expositions vont de 3 à 307 ppm (10 à 998 mg.m^-3), la majorité se situant dans l’intervalle 15 à 153 ppm (49 à 497 mg.m^-3). Il est constaté des leucopénies et des anémies aplasiques. La cohorte a été étendue à un total de 74 828 salariés exposés, les plus anciens depuis 1949, comparés à 35 805 témoins. Neuf cas d’anémie aplasique, 2 cas d’agranulocytose, 7 cas de syndromes myélodysplasiques (SMD) sont identifiés. Il n’y a aucune anomalie dans le groupe témoin (Yin et al., 1996).

Dans la cohorte Pliofilm (1940-1975) (Ward et al., 1996), il est constaté chez les ouvriers de l’industrie du caoutchouc une diminution du nombre absolu de lymphocytes corrélée à une augmentation de l’exposition au benzène ; ceci suggère que l’exposition au benzène même à des niveaux inférieurs à 5 ppm (16 mg.m^-3) puisse entraîner une diminution du nombre de lymphocytes.

Une autre étude a été menée sur 130 travailleurs chinois exposés de manière chronique au benzène et un groupe de 51 témoins appariés en âge et en genre (Qu et al., 2002 ; Qu et al., 2003). Une diminution statistiquement significative des leucocytes, des érythrocytes et des neutrophiles est observée chez les travailleurs exposés pendant 4 semaines à des niveaux moyens de 0,08 à 54,5 ppm (0,26 à 177 mg.m^-3), de même que dans un sous-groupe de 73 de ces travailleurs, exposés en moyenne à 2,26 ppm (7,4 mg.m^-3). Ces résultats semblent montrer une relation dose-effet mais certaines données ne sont pas cohérentes aux faibles concentrations.

En Chine également, 12 paramètres hématologiques ont été examinés chez 855 salariés employés dans 5 usines et exposés à une large gamme de concentrations en benzène allant de 0,02 à 270 ppm (0,07 à 872 mg.m^-3) versus un groupe de 73 témoins non exposés (Schnatter et al., 2010). Les effets les plus marquants concernent la lignée des globules rouges caractérisés par des anémies et macrocytoses au-delà de 10 ppm (32 mg.m^-3), les plus sensibles correspondant à une diminution des neutrophiles (7,77 ppm soit 25 mg.m^-3) et du volume moyen des plaquettes (8,24 ppm soit 27 mg.m^-3).

Dans une étude rétrospective réalisée sur 62 234 salariés employés dans 672 usines en Chine 412 cas d’anomalies (lymphopénie et thrombocytopénie) liés à l’exposition de plus de 6 mois au benzène ont été rapportés (Dosemeci et al., 1996). Les risques relatifs pour des expositions < 5 ppm (16 mg.m^-3), de 5-19 ppm (16 à 65 mg.m^-3), de 20-39 ppm (65 à 127 mg.m^-3) et > 40 ppm (130 mg.m^-3), sont respectivement de 1 - 2,2 -  4,7 - 7,2.

Une étude longitudinale rétrospective a été conduite sur une cohorte de 459 ouvriers du caoutchouc (Kipen et al., 1988). Ils observent une corrélation négative entre les concentrations en benzène et le nombre de cellules sanguines de la lignée blanche. Ces données ont été ré-analysées en 1993 et montrent une diminution significative du nombre de globules blancs et rouges dans un groupe de 161 salariés par comparaison aux données avant exposition pour la période 1946-1949 (Cody et al., 1993). Crump a réalisé l’évaluation de l’exposition et calculé une fourchette d’exposition de 30 à 54 ppm (97 à 175 mg.m^-3) (Crump, 1994). Cependant, les salariés pour lesquels la surveillance régulière montrait une diminution d’une des lignées sanguines ont été affectés à des postes moins exposés. Ceci introduit un biais notable dans l’étude.

Dans une étude cas-témoin, 44 travailleurs (hommes et femmes) de Shangaï exposés à des niveaux élevés de benzène (31 ppm soit 101 mg.m^-3, en moyenne pour 8 heures de travail) ont été comparés à 44 sujets témoins appariés (Rothman et al., 1996a ; Rothman et al., 1996b). L'exposition au benzène a été mesurée par des badges individuels, portés durant 5 jours et en analysant les métabolites urinaires du benzène. L'exposition "historique" au benzène a été évaluée via le parcours professionnel des individus. La durée d'exposition moyenne au benzène était de 6,3 ans. L'exposition moyenne au benzène sur 8 heures était de 31 ppm. Les travailleurs ont été répartis en deux groupes : un groupe exposé à moins de 31 ppm (22 personnes, exposition moyenne : 13,6 ppm) et un groupe exposé à plus de 31 ppm (22 personnes, exposition moyenne : 91,9 ppm). Six paramètres sanguins ont été évalués : nombre d'hématies, de leucocytes, de lymphocytes, de plaquettes, hématocrite et volume corpusculaire moyen (VCM). Tous ces paramètres ont été diminués (sauf VCM augmenté) chez les travailleurs fortement exposés. Dans le sous-groupe de 11 salariés exposés en moyenne à 7,6 ppm (25 mg.m^-3) de benzène et sans exposition à des concentrations supérieures à 31 ppm (101 mg.m^-3), seul le nombre absolu de lymphocytes était significativement abaissé (p<0,001) par comparaison au groupe des témoins.

La mortalité et les paramètres hématologiques d’une cohorte de 454 ouvriers (de sexe masculin)  de raffineries ont été examinés (Tsai et al., 1983). L’exposition mesurée par des capteurs individuels est en moyenne de 0,53 ppm (1,72 mg.m^-3). La durée d’emploi maximale est de 7,4 ans. Les paramètres hématologiques, 4 prélèvements annuels chez 303 ouvriers, n’ont pas été altérés.

Les données de la surveillance du groupe industriel Monsanto ont été étudiés (Collins et al., 1997) ; elles comprennent 387 salariés exposés à une moyenne de 0,55 ppm (1,8 mg.m^-3) pour 8 heures de travail (variation de 0,01 ppm à 87,69 ppm (0,03 à 285 mg.m^-3), moins de 5 % de l’effectif dépassant 2 ppm (6,5 mg.m^-3)) comparés à 553 témoins. Il n’est pas décelé de lymphopénie considérée comme un indicateur précoce de la toxicité médullaire du benzène après prise en compte de l’âge, du sexe et du tabagisme. Il n’y a pas d’augmentation du risque chez les salariés exposés plus de 5 ans.

Dans le cadre d’une étude réalisée en zone urbaine, une corrélation inverse a été décrite chez 215 policiers entre l’augmentation du benzène sanguin et la diminution des leucocytes, neutrophiles et lymphocytes (Casale et al., 2016). Les mesures individuelles réalisées sur un petit nombre de sujets (8 policiers de la circulation et 4 conducteurs) rapportent des concentrations d’exposition de benzène dans l’air en moyenne de 17 et 11 µg.m^-3, respectivement.

Effets immunitaires

Des effets sur le système immunitaire ont été décrits dans le cadre d’expositions professionnelles au benzène. Le benzène affecte à la fois l’immunité humorale et cellulaire (ATSDR, 2007).

Les salariés exposés à des concentrations de 3 à 7 ppm (10 à 23 mg.m^-3) sur une période de 1 à 21 ans, ont présenté une diminution des taux sériques d’IgA et d’IgG mais les taux sériques d’IgM étaient faiblement augmentés (Lange et al., 1973). Il est à noter que dans cette étude, des co-expositions au toluène et aux xylènes sont également rapportées. Des salariés exposés au benzène à des concentrations inférieures à 30 ppm (98 mg.m^-3), ont montré une augmentation de la susceptibilité aux allergies (OMS IPCS, 1993). Une diminution des leucocytes et d’autres éléments cellulaires sanguins ont été signalés chez des salariés exposés à des concentrations variant entre 15 et 75 ppm (49 à 244 mg.m^-3) (Aksoy et al., 1971 ; Aksoy, 1987).

Une diminution de la concentration sérique d’IL-8 et IL-10 a été rapportée dans une étude cas-témoin, chez les 66 sujets exposés au benzène (mesures individuelles air par capteur passif, sanguines et urinaires), mais aussi à d’autres solvants (toluène, xylènes) dans une station-essence au Brésil (Moro et al., 2015 ; 2019).

Les métabolites du benzène hydroquinone, catéchol, benzène-quinone, 1,4-benzoquinone provoquent de fortes altérations de la prolifération des lymphocytes T humains par inhibition de l’interleukine 2 (Post et al., 1985).

Une corrélation positive a pu être établie entre la concentration atmosphérique de benzène et le score d’atteinte cutanée[1] chez 88 patients atteints de sclérose systémique[2] (Borghini et al., 2017).

Effets neurologiques

Plusieurs études montrent des altérations neurologiques (Baslo et Aksoy, 1982 ; Kahn et Muzyka, 1973 ; Tondel et al., 1995) qui semblent liées à des expositions au benzène mais les co-expositions, ou le manque de données relatives aux niveaux d’exposition, limitent la portée des conclusions.

Effets sur le tractus respiratoire

Des irritations nasales et de la gorge sont rapportés chez travailleurs exposés à 33 ou 59 ppm (107,25 ou 191,75 mg.m^-3) respectivement pour les hommes et les femmes pendant plus de 1 an (Yin et al., 1987b).

Dans la cadre d’une enquête plus récente réalisée sur 352 enfants d’1 an et à des concentrations bien plus faibles de l’ordre de 1,46 µg.m^-3, aucune association n’a été rapportée entre les symptômes respiratoires (toux, infections pulmonaires, respiration sifflante) et la concentration d’air intérieur de benzène au domicile des enfants (Ferrero et al., 2017).

Effets hématopoïétiques et immunitaires

Concernant le système hématopoïétique, les effets observés varient en fonction de l’espèce, de la souche et de la durée de l’exposition et du mode d’exposition continu ou intermittent. Toutes ces études sont concordantes avec les données humaines.

Chez la souris, quelle que soit la voie d’administration, le système hématopoïétique est l’organe cible du benzène. Les expositions répétées induisent des altérations dès les concentrations de 10 ppm (32 mg.m^-3) par inhalation (Baarson et al., 1984). Dans les études par expositions réitérées chez la souris, le benzène induit de manière dose-dépendante des lymphopénies (Baarson et al., 1984 ), des leucopénies (Aoyama, 1986) pour une exposition de 14 jours à 50 ppm, des anémies plutôt de type macrocytaire et hypochrome (Hsieh et al., 1988b ; Ward et al., 1985), une diminution des cellules souches de la moelle (Baarson et al., 1984 ; Cronkite et al., 1982 ; Farris et al., 1997 ; Green et al., 1981a, 1981b ; Neum et al., 1992 ; Seidel et al., 1989 ; Toft et al., 1982). L’altération qualitative des cellules souches de la moelle osseuse semble être un paramètre plus sensible que la modification quantitative pour l’identification des effets induits par le benzène (Gill et al., 1980 ; Toft et al., 1982).

Selon les conditions expérimentales, ces effets apparaissent dès 10 ppm (32 mg.m^-3) chez la souris. Des souris C57B1/6J exposées à 10 ppm (32 mg.m^-3) de benzène 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 178 jours présentent une dépression du nombre d’érythrocytes circulants et de lymphocytes (Baarson et al., 1984). A la fin de l’exposition, une diminution des cellules spléniques nucléées est également observée.

Dans une autre étude, une exposition au benzène induit une lymphopénie persistante et une diminution des érythrocytes dès la première semaine d’exposition chez les souris mâles AKR/J exposées à 100 ppm (320 mg.m^-3) ou chez les souris C57B1/6J exposées à 300 ppm (974 mg.m^-3), 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant toute la vie (Snyder et al., 1980).

Dans une autre étude, une exposition à 300 ppm (974 mg.m^-3) de benzène, 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 26 semaines chez la souris CD-1 mâle induit une diminution du poids de la rate, une dépression marquée des lignées cellulaires médullaire et splénique avec une dépression des CFU-S et des CFU-Gm[1] médullaire et splénique, une dépression marquée des leucocytes et des érythrocytes et une diminution du pourcentage de lymphocytes alors que le nombre de neutrophiles semble élevé (Green et al., 1981a, 1981b). Des anomalies morphologiques des neutrophiles, des érythrocytes et des cellules médullaires et spléniques nucléées sont également rapportées.

Les effets sur les cellules souches de la moelle osseuse et du sang circulant ont été évalués chez la souris BDF1 femelle exposée à 100 – 300 – 900 ppm (324,1 – 974 – 2922 mg.m^-3) de benzène, 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 16 semaines (Seidel et al., 1989). Des effets dépresseurs ont été identifiés sur les cellules germinales des différents compartiments. Une récupération complète est observée entre 73 et 185 jours après la fin de l’exposition à 300 ppm (974 mg.m^-3).

Les études chez le rat sont moins nombreuses. Des leucopénies et des lymphopénies ainsi que des hypoplasies myéloïdes sont rapportées (Ward et al., 1985). L’absence de modification du nombre de cellules de la moelle osseuse a été mise en évidence mais montrent une diminution pondérale de la rate et du thymus, du nombre de cellules de la rate et du nombre de lymphocytes T et B chez le rat exposé au benzène (Robinson et al., 1997).

Chez la souris mâle C57BL/6 exposée à 0 – 10 - 30 - 100 ppm (0 – 32,5 – 97,5 – 325 mg.m^-3) de benzène pendant 6 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 20 jours, aucune altération du nombre des lymphocytes B ou T spléniques et des sous populations de lymphocytes T n’est rapportée à 100 ppm avec toutefois une altération de l’activité cytotoxique des lymphocytes T à cette concentration  (Rosenthal et Snyder, 1987). En revanche, un retard de prolifération lymphocytaire est observé suite à l’incorporation de thymidine tritiée par réaction mixte lymphocytaire. Ce délai de réponse serait lié à une altération de la capacité fonctionnelle des lymphocytes T.

Effets neurologiques

Par inhalation, le benzène induit également des effets neurologiques : ralentissement de la transmission de l’influx cérébral chez le rat et la souris (Frantik et al., 1994), diminution des réflexes involontaires et déclenchement d’une narcose chez le lapin (Carpenter et al., 1944). Chez la souris, une diminution de la puissance de déploiement des membres postérieurs, des tremblements (Dempster et al., 1984) ainsi qu’une narcose (Evans, 1981) ont été rapportés.

Chez la souris mâle, une inhalation de benzène 2 heures par jour, 6 jours par semaine pendant 30 jours à une concentration de 0 - 0,78 - 3,13 - 12,52 ppm (2,53, 10 et 41 mg.m^-3) induit une augmentation significative de la contraction des membres antérieurs dès 0,78 ppm (2,53 mg.m^-3) puis une diminution de ces effets aux concentrations supérieures (Li et al., 1992). Une augmentation de l’activité locomotrice a également été observée pour la plus faible concentration (0,78 ppm soit 2,53 mg.m^-3), un retour à des valeurs proches de celles du lot témoin pour la concentration intermédiaire (3,13 ppm soit 10 mg.m^-3) puis une diminution des effets pour la concentration la plus élevée (12,52 ppm soit 41 mg.m^-3). Dans cette même étude, une diminution non significative de l’activité de l’acétylcholinestérase cérébrale a été notée.

Effets hématologiques et immunitaires

Le benzène est un dépresseur de l’immunité cellulaire et humorale chez la souris pour des administrations de 40 mg.kg^-1 de poids corporel/jour pendant 4 semaines ( (Hsieh et al., 1988b ).

Des atteintes de la réponse immunitaire sont également rapportées pour des expositions par voie orale à une dose de benzène de 8 mg.kg^-1 de poids corporel pendant 4 semaines chez la souris CD-1 (Hsieh et al., 1988b). Au cours de cette étude, les souris ont été exposées via l’eau de boisson à 8 – 40 – 180 mg.kg^-1.j^-1 de benzène pendant 4 semaines. Une diminution significative dose-dépendante des érythrocytes périphériques, des leucocytes sanguins et des lymphocytes est mesurée. Une augmentation dose-dépendante du volume globulaire moyen (VGM) et une diminution dose dépendante du poids de la rate. Le poids du thymus est également diminué mais de manière non significative. Enfin, le nombre total de splénocytes est également diminué à toutes les doses.

Les rares études menées pour des expositions plus longues sont celles réalisées par le National Toxicology Program (Huff et al., 1989 ; NTP, 1986). Une première série d’études a été menée chez le rat F344/N et la souris B6C3F1 exposés à 0 ou 600 mg.kg^-1 de benzène dans de l’huile de maïs par gavage, 5 jours par semaine pendant 17 semaines. Chez les souris, des tremblements sont observés à la dose de 600 mg.kg^-1.j^-1 ainsi qu’une leucopénie et une déplétion lymphoïde chez les rats.

La seconde série d’études a été menée chez le rat F344/N et la souris B6C3F1, exposés au benzène (pureté > 99,7 %) dans de l’huile de maïs par gavage, 5 jours par semaine pendant 103 semaines. Les doses administrées ont été de 0 – 50 – 100 – 200 mg.kg^-1.j^-1 chez les rats mâles et de 0 – 25 – 50 – 100 mg.kg^-1.j^-1 chez les rats femelles et les souris des deux sexes. Les effets hématologiques sont limités à une lymphopénie et à une leucocytopénie associées de manière dose dépendante aussi bien chez les rats que chez les souris. Ces effets sont observés à 3 et 18 mois chez les rats et les souris mâles et de 12 à 18 mois chez les souris femelles. Il est plus faible chez les rates. Le benzène augmente la fréquence des érythrocytes périphériques normochromatiques micronucléés chez les souris des deux sexes. Cet effet n’a pas été recherché chez les rats. Une hyperplasie hématopoïétique de la moelle osseuse et une hématopoïèse splénique sont observées à toutes les doses chez les souris. Chez les rats, une déplétion lymphoïde de la rate et du thymus est rapportée à toutes les doses. Les effets tumoraux sont rapportés plus loin.

Une diminution du poids du thymus, de la rate et du nombre de lymphocytes T est également rapportée dans une étude chez le rat à une dose de 0 et 0,6 mg.kg^-1.j^-1 pendant 45, 90 ou 135 jours  a été testée (Karaulov et al., 2017). Par une approche mécanistique, les auteurs ont identifié les   les lymphocytes T particulièrement CD4+ comme étant les cellules cibles de la toxicité du benzène sur le système immunitaire.

Effets neurologiques

Une première étude a rapporté une augmentation de norépinéphrine dans l’hypothalamus, le bulbe rachidien et le cervelet pour des expositions aux doses de 31, 166 et 790 mg.L^-1 pendant 4 semaines (Hsieh et al., 1988a). La concentration en dopamine est augmentée de manière statistiquement significative dans l’hypothalamus et les corps striés. Une augmentation de plusieurs métabolites des catécholamines et de sérotonine dans de nombreuses régions du cerveau est rapportée. Les auteurs en déduisent que le benzène induit une augmentation des taux de synthèse et de catabolisme des neurotransmetteurs norépinéphrine, dopamine et de sérotonine. Les catécholamines du cerveau peuvent agir indirectement sur le système immunitaire via l’axe hypothalamo-hypophysaire.

Chez la souris exposée à des doses de 0 – 8 – 40 – 180 mg.kg^-1j^-1 dans l’eau de boisson pendant 4 semaines (Hsieh et al., 1991), des effets neurologiques sont observés à des doses de 8 mg.kg^-1 de poids corporel par jour. Il s’agit d’une augmentation des concentrations en catécholamines cérébrales, en adrénocorticotropine (ACTH) et en corticostérone sanguines. Cette stimulation de l’axe hypothalamo-hypophysaire pourrait avoir une action sur le système immunitaire.

Effets hépatiques

Aucun effet histopathologique n’est observé au niveau du tissu hépatique dans une expérience sur des rats Fischer 344 mâles et femelles lors de l’administration par la voie orale de 0, 25, 50, 100, 200, 400, ou 600 mg.kg^-1.j^-1 de benzène dans l’huile de maïs pendant 120 jours ou lors de l’exposition pendant 2 ans chez le rat mâle à des doses comprises entre 50 et 200 mg.kg^-1.j^-1 et le rat femelle entre 25 et 100 mg.kg^-1.j^-1 (NTP, 1986).

Aucun effet neurologique n’est rapporté chez l’animal lors de l’exposition cutanée (ATSDR, 2007)

Les données rapportées ci-dessous s’appuient sur la dernière mise à jour de l’IARC synthèse (IARC, 2018). Dans un souci de simplification, seules les principales conclusions sont rapportées ci-dessous en lien avec les études sur lesquelles se basent les valeurs toxicologiques de référence. De nombreuses études ont rapporté une augmentation de l’incidence des cancers au cours d’expositions professionnelles au benzène essentiellement les leucémies myéloïdes. Les leucémies aiguës non lymphocytaires (LANL), dont les leucémies myéloïdes aiguës (LMA) sont les pathologies les plus souvent observées dans les études de cas mais les différentes études épidémiologiques ont permis de montrer une association significative avec les leucémies de tout type, voire avec d’autres affections du tissu hématopoïétique comme les lymphomes malins non hodgkiniens (LMNH) et les myélomes multiples.

Parmi ces études il est possible d’individualiser :

- Une première cohorte Pliofilm regroupe les salariés de deux usines de caoutchouc situées dans l’Ohio aux USA. Elle a donné lieu à de nombreuses publications. à la fin du 20^e siècle. Elle a inclus jusqu’à 1 212 travailleurs employés dans l’industrie du caoutchouc et comprend 9 décès par leucémie. Dans cette étude, un excès de 7,9 morts par leucémie pour 1 000 salariés exposés pendant 45 ans à 10 ppm de benzène et un excès de 0,5 pour 1 000 salariés exposés à 1 ppm ont été observés. C’est cette étude qui sert de base pour les modèles de calcul du risque aux faibles doses. Cependant, cette étude est critiquée car l’évaluation de l’exposition ne prend pas en compte l’exposition par voie percutanée, et pour la grande variation des taux de risque obtenus, de 1 à 100 (Infante et al., 1977 ; Paxton et al., 1994a ; Paxton et al., 1994b ; Rinsky et al., 1981 ; Rinsky et al., 1987).

Les résultats ont été complétés au fur et à mesure du temps en tenant compte des nouveaux cas et de l’évolution des méthodes de calcul. De ces études, des SMR ont été calculés pour la mortalité par leucémie de 5,60 pour des expositions pendant au moins 5 ans (Rinsky et al., 1981), de 3,60 (Paxton et al., 1994), et de 3,37 [1,54-6,41] (Rinsky et al., 2002). L’évaluation de Richardson en 2008 portait sur un total de 1 845 travailleurs et 17 décès par leucémies, le type de leucémie n’étant pas précisé. Un excès de risque (RR) de 1,05 [1,02-1,08] (Intervalle de confiance à 95 %) de décès par leucémies aiguës est calculé pour une exposition cumulée de 10 ppm-année au benzène, cet excès de risque étant plus sévère dans les 10 premières années suivant la fin de l’exposition (RR) de 1,19 [1,10-1,29].

Les dernières données sur cette cohorte Pliofilm sur 1 696 travailleurs blancs masculins, font état du décès de 893 sujets à la fin de la période de suivi (Rhomberg et al., 2016). Les évaluations de l’exposition au benzène réalisées avec davantage de précision, et la prise en compte du type de leucémies a conduit à un excès de mortalité par leucémie aiguë non lymphocytaire (7 cas) (SMR de 9,94 [4 – 20,48]), dont 6 cas par LMA (SMR de 10,11 [3,71 – 22,01] pour une exposition ≥ à 80 ppm-an, sans temps de latence).

- Une deuxième cohorte L’étude de Wong en 1987 qui a réévalué la mortalité d’une cohorte de 7 676 employés de l’industrie chimique américaine ayant eu au moins 6 mois d’exposition au benzène entre 1946 et 1975 (Wong, 1987). Le risque relatif de cancer lymphatique et hématopoïétique est de 3,93 pour une exposition cumulée d’au moins 720 ppm-mois et l’association entre l’exposition continue au benzène et la leucémie est fortement significative (il n’a pas été retrouvé de LMA mais 4 leucémies lymphoïdes ou myéloïdes chroniques). Utilisant divers index d’exposition cumulée, les auteurs démontrent une relation dose-réponse pour les cancers hématopoïétiques et lymphatiques.

Une première étude rétrospective a été menée chez 594 salariés exposés au benzène au cours de la fabrication de résine chimique et organique de 1940 à 1973 (Ott et al., 1978). Cette étude a été poursuivie jusqu’en 1982 sur un total de 956 salariés (Bond et al., 1986). L'étude a donc inclus les 594 salariés de l’étude de Ott et al. (1978) et 362 salariés supplémentaires exposés au benzène. De l’étude de Bond, un SMR de 1,94 [0,52-4,88] a été déterminé pour la mortalité par leucémies et leucémies aleucémiques.

- Une troisième cohorte de travailleurs chinois (CAPM[1] + NCI[2]), de 545 usines réparties dans 12 villes chinoises. La répartition des entreprises selon l’activité est la suivante : Peinture en spray (49%), peinture (14%), fabrication de chaussures (9,2%), isolation thermique (6,2%), industrie chimique (5%), impression (4,8%), caoutchouc (4,4%), production de peinture (2,4%), raffinerie du benzène (1,6%), autres (3,8%) (Portengen  et al 2016). Une étude de cohorte comprenant 74 828 personnes exposées au benzène et 35 805 non exposées de différents secteurs industriels, a mesuré une augmentation du risque pour la combinaison des LANL et des SMD avec un SMR de 4,3 [1,1 – 16,0] et 3,6 [1,1 – 11,6] pour des expositions cumulées au benzène respectivement de 40-99 et ≥100 personne –ans (Hayes et al., 1997). Les données actualisées de cette cohorte rapportent une augmentation du risque LMA/SMD combinées significative avec l’augmentation de l’exposition cumulée de 40 à 100 ppm-an (RR = 5,58 [1,65 – 19,68]) et ≥ à 100 ppm-ans (4,50 [1,22 – 16,68]) (Linet et al., 2019 ; 2020). En ce qui concerne les leucémies myéloïdes chroniques et les cancers lymphoïdes, les résultats ne sont pas concluants.

De nombreuses études de cohortes confirment le lien entre l’exposition au benzène et la genèse des LANL, avec en particulier les LMA dans de nombreuses industries implantées dans différents pays tels que les USA, le Royaume Uni, la Chine, le Danemark, la Norvège, la Suède, la Finlande, la France, l’Australie, le Canada (Bloemen et al., 2004 ; Collins et al., 2003, 2015 ; Divine et al., 1999 ; Glass et al., 2003 ; Schnatter et al., 2012;  Guénel et al., 2002 ; Gun et al., 2006 ; Hayes et al., 1997 ; Kirkeleit et al., 2008 ; Rushton et Romaniuk, 1997). Ainsi par exemple pour le risque de LMA, un SMR de 27,2 [3,3 - 98,2] pour des expositions cumulées au benzène comprises entre 200 et 400 ppm-an est rapporté (Wong et Raabe, 1995).

Les résultats de la méta-analyse réalisée par le groupe de travail de l’IARC en 2018 et regroupant 16 études publiées entre 1993 et 2015 confirment le lien établi entre l’exposition au benzène et l’apparition de LMA avec un OR de 1,54 [1,16 – 2,05] (13 études retenues de 1993 à 2015) (IARC, 2018). Les études cas-témoins n’apportent que peu d’éléments supplémentaires. Cependant, une étude cas-témoin a montré une augmentation du risque de LANL chez des enfants de moins de 15 ans dont les mères ont été exposées professionnellement au benzène pendant la grossesse avec un OR = 4,0 [1,8 – 9,3] (Shu et al., 1988).

L’analyse groupée de 3 études cas-témoins nichées dans des cohortes de travailleurs employés dans l’industrie pétrolière au Canada, UK et Australie ont identifié 60 cas de LMA (241 témoins appariés) et 29 cas de SMD (129 témoins appariés), avec une relation dose-réponse uniquement pour les SMD ((OR de 4,33 [1,31 – 14,3] entre les tertiles les plus élevés versus les plus faibles) (Schnatter et al., 2012).

L’analyse de 4 417 travailleurs de l’une des industries de la cohorte Pliofilm montre qu’il n’y a pas de lien clair entre l’ensemble des leucémies, les myélomes multiples ou les cancers hématopoïétiques et une augmentation de l’exposition à de faibles niveaux d’exposition pour des expositions cumulées (1-72 ppm-an (Collins et al., 2003 ; Ireland et al., 1997). Le nombre de pics d’exposition au-delà de 100 ppm pour une exposition ≥ 40 ans est un bon facteur prédictif du risque de l’ensemble des leucémies et des myélomes multiples. Une méta-analyse des études cas-témoins n’a pas montré d’association entre les expositions professionnelles au benzène et les produits contenant du benzène et une incidence de myélome multiples à partir des sources catégorisées de benzène et/ou de solvants organiques (Sonoda et al., 2001). Les taux d’incidence des myélomes multiples et des leucémies lymphoïdes chronique restent en deçà de la significativité chez les salariés de l’industrie pétrolière (Stenehjem et al., 2015). D’après la méta-analyse réalisée par l’IARC (10 études retenues de 1993 à 2015), le lien entre l’exposition au benzène et les leucémies lymphoïdes chroniques reste discutable avec un OR de 1,32 [0,97 – 1,80] (IARC, 2018). Il en est de même, toujours d’après les conclusions de l’IARC pour les myélomes multiples (Rapport IARC, 2018).

Enfin, une revue de la littérature a permis de vérifier le lien existant entre exposition au benzène et lymphomes non hogkiniens (Lamm et al., 2005). Cette revue a porté sur 18 études correspondant à 21 groupes ; il s’agit de 11 études cas-témoins, 3 études nichées dans des études cas-témoins en milieu professionnel et 7 cohortes exposées au benzène professionnellement. Seuls 2 des 21 groupes présentent une association statistiquement significative. Mais les travailleurs de ces deux groupes étant soumis à des expositions multiples, il est difficile de conclure positivement. Sur l’ensemble de la population étudiée, le nombre de cas observés (404) est supérieur au nombre de cas attendus (390) avec un OR de 1,04 [0,94-1,14], mais lorsque les co-expositions sont exclues le nombre de cas observés chute à 359 pour 373,2 attendus soit un OR de 0,96 [0,86-1,06]. Globalement l’étude a conclu à l’absence de lien entre les expositions industrielles au benzène et les lymphomes non hodgkiniens, incriminant les co-expositions industrielles dans les liens positifs rapportés par certaines études. Suite à l’actualisation de la cohorte chinoise (CAPM + NCI), de nouveaux liens significatifs ont été établis pour les lymphomes non hodgkiniens (RR de 4,0 [1,6 – 13,4]) (Linet et al., 2015), mais non sur la population générale dans une cohorte de 241 465 sujets recrutés dans 10 pays européens (Saberi et al., 2013). L’IARC considère en 2018 que les données permettant d’établir un lien entre l’exposition au benzène et les lymphomes non hodgkiniens restent limitées (IARC, 2018).

Autres sites

Si des cancers pulmonaires et rénaux ont été observés dans certaines études (Greenland et al., 1994 ; Sorahan et al., 2005 ; Linet et al., 2015), ils n’ont pas été retrouvés dans d’autres (Koh et al., 2011 ; 2014 ; Collins et al., 2015 ; Bove et al., 2014 ; Yuan et al., 2014). Pour l’IARC, seuls les cancers pulmonaires peuvent être associés à l’exposition au benzène, mais les données sont insuffisantes pour l’affirmer.

Tableau 8 : Principaux résultats de l’étude du NTP, 1986 publiée par  Huff et al., 1989

M : mâle, F : femelle, T : témoins

Des résultats positifs ont été obtenus pour les tests d’aberrations chromosomiques (Karacic et al., 1995 ; Major et al., 1994 ; Picciano, 1979 ; Sarto et al., 1984 ; Sasiadek, 1992 ; Tompa et al., 1994) , pour les tests du micronoyau (Hogstedt et al., 1991 ; Liu et al., 1996), pour les tests d’aneuploïdie  (Ding et al., 1983 ; Erdogan et Aksoy, 1973), d’autres se sont révélés négatifs. Certains tests comme le test des comètes sur lymphocytes circulants pourraient même être utilisés comme biomarqueurs d’exposition au benzène (Fracasso et al., 2010).

Il a été clairement démontré que les métabolites du benzène produisent seuls ou en association des effets génotoxiques multiples induisant des altérations chromosomiques chez l’homme à un niveau en lien avec ceux pour lesquels des cancers hématopoïétiques sont retrouvés. De nombreuses études menées chez différentes populations de travailleurs dans différents pays pendant plus de 30 ans ont montré une variété d’altérations génotoxiques incluant des aberrations chromosomiques dans des lymphocytes de travailleurs exposés au benzène (IARC, 2012). Les résultats d’une méta-analyse, regroupant 68 études confirment des associations significatives entre l’exposition professionnelle au benzène et l’augmentation de la fréquence de différents types d’anomalies génétiques (micronoyaux, échanges de chromatides sœurs, aberrations chromosomiques, lésions au test des comètes) (p<0,05) dès 1 ppm (Zhou et al., 2020). 

Le benzène est génotoxique chez les mammifères : il induit des aberrations chromosomiques (Ciranni et Adler, 1991 ; Fujie et al., 1992 ; Styles et Richardson, 1984) et la formation de micronoyaux (Au et al., 1990 ; Chen et al., 1994 ; Erexson et al., 1986 ; Farris et al., 1996 ; MacGregor et al., 1990). Il entraine également des résultats positifs dans le test des comètes (Tuo et al., 1996), d’échanges de chromatides sœurs (Erexson et al., 1986) de mutations géniques chez la souris transgénique (Mullin et al., 1995).

Chez la femme, les études sont insuffisantes pour mettre en évidence une association causale du fait du faible nombre d’études disponibles et du manque d’informations relatives à l’exposition au benzène et aux autres composés chimiques (Michon, 1965 ; Mukhametova et Vozovaia, 1972 ; Stucker et al., 1994 ; Vara et Kinnunen, 1946; Ekpenyong et al., 2013.). Il n’existe pas d’étude chez l’homme.

Plusieurs auteurs ont cherché à mettre en évidence un effet du benzène sur les fonctions de reproduction mâle et femelle chez l’animal exposé par inhalation (Gofmekler, 1968 ; Kuna et al., 1992b ; Ungvary et Tatrai, 1985 ; Ward et al., 1985 ; Wolf et al., 1956). Ces différentes études ont permis de déterminer un NOAEL (lors d’une exposition intermittente par inhalation) compris entre 30 ppm (97 mg.m^-3) chez les souris mâles (atrophie testiculaire/ diminution du nombre de spermatozoïdes et augmentation de spermatozoïdes anormaux) et femelles (kystes ovariens) (Ward et al., 1985) et 300 ppm (975 mg.m^-3) chez le rat femelle (index de fertilité) (Kuna et al., 1992a)

L’exposition au benzène par voie orale du rat et de la souris ne révèle pas d’effet toxique sur la fonction de reproduction du mâle et de la femelle après 17 semaines pour des expositions au benzène pouvant atteindre jusqu’à 600 mg.kg^-1.j^-1 (NTP, 1986). Cependant, après 2 ans d’exposition pour des doses comprises entre 25 et 100 mg.kg^-1.j^-1 des polypes sont retrouvés au niveau de l’endomètre chez la rate, des lésions ovariennes chez la souris femelle ainsi que des lésions au niveau du prépuce chez la souris mâle (NTP, 1986).

Le benzène passe la barrière placentaire et est retrouvé dans la moelle osseuse du fœtus à des niveaux supérieurs ou égaux à ceux mesurés chez la mère exposée par inhalation (Dowty et al., 1976)

Dans le secteur de la pétrochimie, une étude cas-témoin (354 femmes enceintes exposées au benzène et 428 femmes non exposées) a mis en évidence une association négative entre l’exposition au benzène et le poids de naissance (-58 g IC_95% [-115 à -2]) (Chen et al., 2000). Toutefois, les effets concomitants liés au stress ou à d’autres solvants ne peuvent être totalement écartés.

Les résultats d’une étude longitudinale brésilienne incluant 3 671 femmes enceintes ont mis en évidence un risque significatif de naissance prématurée chez les mères exposées au benzène dans une fenêtre de 5 jours précédant la naissance (OR = 1,12, IC_95% (1,01- 1,23) (Dos Santos et al., 2019). Dans la mesure où les autres fenêtres d’exposition (au cours des consultations) de 10, 15, 30, 60 ou 90 jours n’ont pas entraîné d’effet significatif (mesures de sources environnementales de la qualité de l’air pour le benzène et le toluène), les auteurs concluent sur une toxicité de type aiguë associée au benzène, mais également au toluène (résultats comparables).

Les études sur les effets par inhalation du benzène sur le développement intra-utérin ou après la naissance (Budnick et al., 1984 ; Forni et al., 1971 ; Funes-Cravioto et al., 1977 ; Goldman et al., 1985 ; Health, 1983 ; Olsen, 1983; Protano et al., 2012) ne sont pas suffisantes pour établir une relation causale.

Parmi les études plus récentes réalisées en milieu urbain pour de plus faibles expositions, aucune n’a pu établir d’association entre l’exposition au benzène pendant la grossesse et des anomalies fœtales ou encore d’effets sur le développement psychomoteur des enfants (Vincetti et al., 2016 ; Janitz et al., 2018 ; Lertxundi et al., 2015).

Dans une étude cas-témoin de 669 enfants présentant de sérieuses anomalies congénitales, aucune association n’est trouvée avec la consommation d’eau contenant plus de 1 ppb de benzène durant le premier trimestre de la grossesse (Bove et al., 1995).

En 1997, une association entre le lieu de résidence de la mère proche de décharges contenant du benzène et 517 enfants présentant des anomalies du tube neural (OR de 2,5 [1,0 – 6,1]) a été montrée (Croen et al., 1997). Une interférence avec d’autres polluants également présents, comme le toluène (OR de 2,7 (1,0 – 6,4) ou le 1,2-dichloroéthane (OR de 2,6 (1,0 – 7,2) ne peuvent être écartés. Une augmentation de la fréquence des avortements spontanés est constatée chez 485 femmes exposées professionnellement au benzène durant le premier trimestre (Xu et al., 1998). D’autres études ne retrouvent pas ces anomalies (Axelson et al., 1983 ; Taskinen et al., 1994).

Différentes études réalisées lors de l’exposition par inhalation chez différentes espèces animales ont montré des effets fœtotoxiques pour des concentrations supérieures ou égales à 47 ppm (153 mg.m^-3). Ces effets correspondent à une diminution du poids du fœtus et/ou de la taille du squelette (Coate et al., 1984 ; Green et al., 1978 ; Kuna et Kapp, 1981 ; Murray et al., 1979 ; Seidenberg et al., 1986 ; Tatrai et al., 1980a ; Tatrai et al., 1980b ; Ungvary et Tatrai, 1985). Le benzène n’a pas d’action tératogène spécifique ; la fœtotoxicité observée pour des expositions à des concentrations élevées serait liée à une toxicité maternelle.

Ces effets ne sont pas retrouvés pour des expositions intermittentes par inhalation à de faibles concentrations de l’ordre de 10 à 40 ppm (32 et 130 mg.m^-3) (Coate et al., 1984 ; Kuna et Kapp, 1981 ; Kuna et al., 1992b). Par ailleurs, des modifications hématopoïétiques sub-cliniques pour des concentrations proches de 20 ppm (65 mg.m^-3) ont été rapportées (Keller et Snyder, 1986, 1988). Dans cette étude, des souris gestantes ont été exposées 6 heures par jour du 6^ème au 15^ème jour de la gestation à des concentrations de 0, 5, 10 ou 20 ppm (0 - 16,2 - 32,5 – 65 mg.m^-3) de benzène. Les jeunes âgés de deux jours présentent une diminution des précurseurs des érythrocytes à toutes les doses et ceux exposés à 20 ppm présentent également une augmentation du nombre de cellules souches hématopoïétiques intra-hépatiques et des précurseurs granulopoïétiques accompagnée par une diminution des précurseurs érythropoïétiques. Ces altérations sont également observées 6 semaines après la naissance.

Des rates gestantes ont aussi été exposées à 0 - 1 – 10 – 40 – 100 ppm (0 - 3,25 – 32,5 – 130 – 325 mg.m^-3) de benzène du 6^ème au 15^ème jour de la gestation (Coate et al., 1984). Aucun signe clinique ni aucune toxicité maternelle n’a été observée chez les mères. Une diminution statistiquement significative des poids corporels des jeunes mâles et femelles est observée à 100 ppm. Une légère diminution de la taille des fœtus (non statistiquement significative), ainsi qu’un léger retard d’ossification (non statistiquement significatif) à 100 ppm (325 mg.m^-3) sont rapportés.

Les rares études réalisées par voie orale montrent que le benzène présenterait un effet embryotoxique chez la souris pour des expositions par gavage à des doses de 1 300 mg.kg^-1.j^-1 du 8^ème au 12^ème jour de la gestation (Seidenberg et al., 1986). Une autre étude pratiquée chez le rat pour des expositions à 0, 50, 250, 500 ou 1 000 mg.kg^-1.j^-1 du 6^ème au 15^ème jour de la gestation ne montre pas d’anomalies du développement lors du sacrifice pratiqué au 20^ème jour de la gestation (Erexson et al., 1986).