VLA-ED: 5 ppm (23 mg/m3)
VLA-EC: 15 ppm (70 mg/m3) Notación: -
Sinónimos: cloruro de benceno; clorobenceno; cloruro de fenilo
Nº EINECS:
203-628-5
Nº CE: 602-033-00-1
Nº CAS: 108-90-7
PROPIEDADES FÍSICO-QUÍMICAS:
El monoclorobenceno es un líquido incoloro con un leve olor aromático.
Peso
molecular: 112,56
Fórmula molecular: C6H5Cl
Factor de conversión
(20 ºC, 101 kPa): 4,68 mg/m3 = 1 ppm
Solubilidad: soluble en éter, cloroformo, alcohol y benceno
Punto de ebullición:
132 ºC
Punto de fusión: -45 ºC
Presión de vapor: 1,14 kPa a 20 ºC
Densidad de vapor: 3,88 veces la densidad del aire
Límites de explosión: inferior 1,3% y superior 7,1 % (concentración en aire)
Umbral de olor: 0,21 ppm (0,98 mg/m3)
USOS MÁS FRECUENTES
No hay fuentes naturales del monoclorobenceno, pero se acumula biológicamente
en peces, invertebrados acuáticos y algas. Se produce por cloración del benceno
y se ha utilizado para la síntesis de pesticidas organoclorados, incluyendo el
DDT, así como de fenol, ácido pícrico y tintes. En la actualidad se usa
principalmente como disolvente desengrasante, como agente químico
intermedio en la síntesis de nitroclorobencenos, en la industria de limpieza en
seco y en la fabricación de resinas, tintes, perfumes y pesticidas.
INFORMACIÓN TOXICOLÓGICA
El monoclorobenceno puede absorberse por inhalación, ingestión o penetración
cutánea. No se dispone de datos cuantitativos sobre penetración cutánea.
El monoclorobenceno presenta una baja toxicidad aguda en animales, y sus efectos
sobre el sistema nervioso central aparecen a concentraciones elevadas.
La toxicidad sub aguda, sub crónica y crónica del monoclorobenceno se
caracteriza por sus efectos hematológicos y por sus efectos sobre el hígado y
el riñón. La exposición repetida de ratones a 21 ppm (100 mg/m3), 7h/d durante
tres meses, provocó una disminución del número total de leucocitos y neutróf¡los
y un aumento del número de linfocitos (Zub, 1978). Los autores sugieren que
estos resultados indican algún tipo de daño en la médula ósea. Otro ensayo, del
que hay constancia documental en forma de abstract, indica aumentos en el peso
del hígado y lesiones focales de hígado y riñón, tras exponer a ratas a 75 ppm
(350 mg/m3), siete horas al día, cinco días por semana durante 24 semanas (Dilley
y Lewis, 1978). Skinner et al (1977) observaron degeneración tubular en los
riñones de ratas expuestas a 75 ppm (350 mg/m3) y disminución en los pesos de
hígado y riñón a 250 ppm (1170 mg/m3) durante 24 semanas.
Knapp et al (1979) hicieron público, en formato de abstract de comunicación a un
congreso, un ensayo de toxicidad oral subcrónica en perros "beagle" de ambos
sexos, a los que se administró monoclorobenceno en cápsulas a dosis de 0, 27,25,
54,5 o 272,5 mg/kg de peso corporal/día, 5 días/semana, durante 93 días. En el
grupo de dosis más elevada, murieron cuatro de los ocho perros y se detectaron
una serie de cambios bioquímicos y hematológicos relacionados con el
tratamiento, así como algunas variaciones histopatológicas [sin especificar] en
los riñones, mucosa gastrointestinal y tejidos hematopoyéticos. En dicho
abstract se afirmaba que no había signos consistentes de toxicidad inducida por
el monoclorobenceno a los niveles de dosis media y baja (Knapp et al,
1979). Sin embargo, y según el informe no publicado y citado por USEPA (EPA,
1988; anónimo, 1988), se observó también hepatotoxicidad relacionada con el
monoclorobenceno en el grupo de dosis media. La dosis menor (27,25 mg/kg de peso
corporal/día) parece ser un NOAEL.
En un ensayo de alimentación forzada, en
ratas y ratones de dos años de duración se estableció un NOAEL de 60 mg/kg/día
para la detección de efectos en hígado, riñón y efectos hematológicos (NTP,
1985; Kluwe et al; 1985).
El monoclorobenceno puede absorberse por inhalación, ingestión o penetración
cutánea. No se dispone de datos cuantitativos sobre penetración cutánea. La
aplicación cutánea de 2 ml de monoclorobenceno/kg de peso corporal (2212 mg/kg)
sobre el lomo afeitado, a cinco conejos durante 24 horas y en condiciones de
oclusión con parche, no resultó letal (Kinkead y Leahy, 1987). Este dato viene
a indicar que la absorción cutánea juega un papel menos importante.
El monoclorobenceno no ha resultado genotóxico en numerosos ensayos in vitro (Litton
Bionetics, 1976; Valencia, 1982; Brusick, 1986, abstract), pero dio resultados
positivos (y relacionados con la dosis) en un ensayo in vitro de mutación
genética con células de linfoma de ratón L5178Y en presencia y ausencia de
activación metabólica (McGregor et al, 1988). En el estudio del NTP (NTP, 1985),
el único tipo de tumor que se detectó con un aumento de incidencia
estadísticamente significativa en los animales tratados con monoclorobenceno
fue el nódulo benigno de hígado neoplásico en ratas macho del grupo de dosis más
elevada (120 mg/kg/día). El aumento en la incidencia resultó significativo en
los ensayos de tendencia relacionados con la dosis, y en las comparaciones por
parejas entre los controles tratados con
el agente portador (aceite de maíz) (2/50), pero no los animales de control sin
tratar (4/50), y los animales tratados a dosis altas (8/49). Sólo se detectaron
carcinomas hepatocelulares en dos animales macho de control, no sometidos a
tratamiento. El comité no consideró estas observaciones como indicativas del
potencial carcinógeno del monoclorobenceno.
En un estudio reproductivo de dos generaciones de ratas con tratamiento por
inhalación, la exposición a niveles de monoclorobenceno de 50, 150 o 450 ppm
(seis horas al día; siete días por semana) no tuvo efectos adversos sobre la
función reproductiva o fertilidad de machos y hembras (Nair et al., 1987). Se
detectaron aumentos relativos del peso de hígado, hipertrofia hepatocelular y
cambios renales histopatológicos (dilatación tubular, nefritis intersticial,
focos de regeneración epitelial) en machos de la generación F0 y F, expuestos a
150 o 450 ppm. A 50 ppm se observaron aumentos (estadísticamente significativos)
en los pesos relativos del hígado en machos de la generación F,. Dado que no se
observó ningún otro efecto relacionado con el tratamiento en este nivel de
exposición, el comité consideró que 50 ppm suponía un "nivel mínimo de efecto
adverso observado" (LOAEL).
Se cree que sus efectos sistémicos críticos sobre el hígado y el riñón, así como
los efectos hematológicos, se deben a la formación de epóxidos. A niveles de
exposición bajos, similares a los presentes bajo condiciones de trabajo, la
exposición interna al clorobenceno (que se metaboliza rápidamente) no se cree
que difiera mucho entre ratones, ratas y seres humanos, porque la relación
entre la entrada por inhalación y la perfusión en el hígado es casi igual para
las distintas especies (Csanady y Filser 2001). Si tenemos en cuenta el
siguiente paso metabólico, la desactivación del epóxido por epóxidohidrolasa, se ha demostrado que este proceso es generalmente más rápido en
humanos que en roedores (Lorenz et al. 1984, Guenthner y Luo 2001), lo que
implica que la cantidad soportada de epóxido en humanos es menor que en roedores
para unas concentraciones de exposición comparables del compuesto precursor (clorobenceno).
Por lo tanto, cabe esperar que los humanos sean menos sensibles que los
roedores a los efectos tóxicos del clorobenceno por la formación de su
epóxido. Sin embargo, el complejo resultante clorobenceno-dihidrodiol se
metaboliza a su vez en 4-clorocatecol (véase, por ejemplo, Knecht y Woitowitz
2000). Se desconocen las consecuencias toxicológicas de su formación. Dado que
los catecoles son reactivos y su tasa de formación en seres humanos puede ser
mayor que en roedores, se justifica la aplicación de los factores adecuados para
cada especie para poder establecer un VLA. La exposición de humanos voluntarios
al monoclorobenceno provocó diversas quejas de molestias del sistema nervioso
central o síntomas de irritación a 60 ppm (282 mg/m3) durante 7h, mientras que
no hubo efectos a 12 ppm (55 mg/m3) (Ogata et al., 1991). No hay disponible
ningún ensayo bien documentado sobre exposición ocupacional.
RECOMENDACIÓN
Al sopesar el cúmulo total de datos obtenidos en ensayos sobre genotoxicidad y
carcinogénesis del monoclorobenceno (un ensayo in vitro de mutación genética
con resultado positivo y varios ensayos in vitro de genotoxicidad con resultados
negativos, y un estudio a largo plazo en ratones y otro en ratas de
carcinogénesis, ambos con resultados negativos), se considera que la exposición
profesional al monoclorobenceno
en condiciones normales no representa un riesgo para la salud en cuanto a sus
posibles efectos genotóxicos o carcinógenos.
Se ha escogido el LOAEL de 50 ppm obtenido en el ensayo de reproducción por
inhalación en ratas durante dos generaciones (Nair et al.,1987) como punto de
partida para la definición de un límite de exposición profesional. Tras aplicar
un factor de incertidumbre de 10 que tenga en cuenta las variaciones entre
especies y en una misma especie y la falta de un NOAEL en dicho ensayo escogido
de dos generaciones de ratas, se recomienda un límite de exposición ocupacional
al monoclorobenceno de 5 ppm (23 mg/m3) como VLA-ED. Hay que destacar que el
valor propuesto se considera de protección para los trabajadores contra los
posibles efectos
hematotóxicos detectados en ratones tras una prolongada exposición a la
inhalación de 21 ppm (100 mg/m3) de monoclorobenceno (Zub, 1978), y también
contra la irritación sensorial observada en voluntarios humanos expuestos a 60
ppm (282 mg/m3), sin efectos a 12 ppm (55 mg/m3) (Ogata et al; 1991).
Se propone un VLA-EC de 15 ppm (70 mg/m3) para limitar los picos de exposición
que pudieran provocar irritaciones.
No se considera necesario incluir la notación "vía dérmica", dado que la
aplicación cutánea aguda de monoclorobenceno en una dosis de más de 2000 mg/kg
de peso corporal no resultó letal en conejos.
A los niveles aconsejados, no se prevén dificultades de medición.
BIBLIOGRAFÍA
-
Brusick, D.J. (1986). Genotoxicity of hexachlorobenzene and other chlorinated
benzenes. IARC Sci. Publ. 40(77), 393-397 (resumen).
-
Csanady, G.A., Filser J.G: The relevance of physical activity for the kinetics
of inhaled gaseous substances. Arch Toxicol. 74, 663-672, 2001.
-
Dilley, J.V. and Lewis, T.R, (1978). Toxic evaluation of inhaled chlorobenzene.
Toxicol. Appl. Pharmacol. 45, 327 (abstract, NIOSH report 210-76-0126).
-
Guenthner, T.M.; Luo G: Investigation of the role of the 2',3'-epoxidation
pathway in the bioactivation and genotoxicity of dietary allybenzene analogs.
Toxicology. 160, 47-58, 2001.
-
Jongerius, O. and Jongeneelen, F.J (1992). Criteria document for an
occupational exposure limit for chlorobenzene.
-
Kluwe, W.M., Dill, G., Persing, R. and Peters, A. (1985). Toxic responses to
acute,subchronic and chronic oral administrations of monochlorobenzene to
rodents. J. Toxicol. Environ. Health. 15, 745-767.
-
Kinkead, E.R.; Leahy HF (1987). Evaluation of the acute toxicity of selected
groundwater contaminants. Harry G. Armstrong Aerospace Med Res Lab (technical
report) AAMRL-TR (US), ¡SS AAMRL-TR-87-021.
-
Litton-Bionetics (1976). Mutagenicity evaluation of monochlorobenzene. Report No
75-231 to Rohm and Haas, Bristol.
-
Nair, R.S., Barter, J.A., Schroeder, R.E., Knezevich, A. and Stack, C.R. (1987).
A twogeneration reproduction study with monochlorobenzene vapour in rats. Fund.
Appl. Toxicol. 9, 678-686.
-
NTP (1985). Toxicology and ca rcinogenesis studies of chlorobenzene (CAS
10890-7) in F344/N rats and B6C3F1 mice (gavage studies). US Dept of Health and
Human Services. NTP, technical report series no 261.
-
Ogata, M., Taguchi, T., Hirato, N., Shimada, Y and Nakae, S. (1991).
Quantitation of urinary chlorobenzene metabolites by HPLC: concentrations of 4chlorocatechol
and chlorophenols in urine and of chlorobenzene in biological specimens of
subjects exposed to
chlorobenzene. Int. Arch. Occup. Environ. Health 63, 121-128.
-
Skinner, W.A., Newell, G.W., Dilley, J.V. (1977). Toxic evaluation of inhaled
chlorobenzene. Final Report prepared for the Division of Biochemical and
Behavioural Sciences, NIOSH, Cincinati, Ohio.
-
Valencia, R. (1982). Drosophila sex-linked recessive lethal test on
monochlorobenzene. Report from the University of Wisconsin, Madison, WI to
Bioassay System Corporation, Woburn.
-
Zub, M. (1978). Reactivity of the white blood cell system to toxic actions of
benzene and its derivatives. Acta Biol. Cracoviensia 21, 163-217.