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Pyrène (129-00-0)
Informations générales
Dernière vérification le 18/04/2024
Identification
Numero CAS
129-00-0
Nom scientifique (FR)
Pyrène
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
Code SANDRE
Numéro CIPAC
Formule chimique brute
\(\ce{ C16H10 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
c(c(c(cc1)ccc2)c2cc3)(c1ccc4)c34
Classement transport
Classification CLP
Méthodes analytiques
Introduction
Air
Prélèvement
Analyse
Eau
Analyse
Sol
Prélèvement
Analyse
Autres milieux
Analyse
Programmes
Physico-Chimie
Dernière vérification le 18/04/2024
Généralités
Poids moléculaire
202.26 g/mol
Tableau des paramètres
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Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 18/04/2024
Matrices
Atmosphère
Compte tenu de ses caractéristiques physico-chimiques, le pyrène se présente dans l’atmosphère sous forme vapeur ou adsorbé sur la matière particulaire (HSDB, 2017).
Milieu eau douce
Le pyrène se volatilise à partir de l'eau (HSDB, 2017).
Milieu eau de mer
Milieu sédiment eau douce
Milieu sédiment marin
Milieu terrestre
La mobilité du pyrène est négligeable dans le sol (HSDB, 2017).
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Persistance
Biodégradabilité
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Dégradabilité abiotique
Le pyrène peut subir le phénomène de photolyse dans les sols superficiels.
Dans l'air, le pyrène est dégradé en réagissant avec des radicaux hydroxyles formés par réactions photochimiques. Sa demi-vie due à ces réactions est de 8 h pour une concentration de 5.105 radicaux hydroxyles.cm-3 (ATSDR, 1995).
Atmosphère
Milieu eau douce
Le pyrène ne se dégrade pas facilement dans les eaux de surface : des demi-vies allant de 1 à 10 ans ont été estimées (Howard et al., 1991).
Eaux souterraines :
La présence de solvants organiques mobiles dans les sols peut être à l’origine de la contamination des eaux souterraines par des phénomènes de lixiviation.
Dans ces eaux considérées comme anoxiques, des demi-vies de 2,3 à 20,8 années ont été estimées (Howard et al., 1991).
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Milieu eau de mer
Milieu sédiment eau douce
Milieu sédiment marin
Milieu terrestre
Le pyrène ne se dégrade pas facilement dans les sols : des demi-vies allant de 210 jours à 5,2 années ont été mesurées (Howard et al., 1991).
Conclusion sur la persistance
Bioaccumulation
Organismes aquatiques
Microcrustacés :
Le taux d’accumulation du pyrène a été étudié chez la daphnie. Au bout de 24 heures, l’équilibre entre les concentrations dans l’eau et les organismes a été atteint.
Un BCF (24 h) de 2 700 a ainsi pu être calculé (Newsted et Giesy, 1987).
Poissons :
- Poecilia reticulata : BCF (7 jours) : 4 810
Le test a été effectué en semi-statique pendant 7 jours. Au début de l’essai, la concentration en pyrène était de 121 µg.L-1 correspondant à la limite de solubilité de la substance. Les mesures de concentration dans le milieu aquatique ainsi que dans les tissus des poissons ont été effectuées par la méthode HPLC avec détection UV (De Voogt et al., 1991).
Petersen et Kristensen, 1998 ont effectué un essai de bioaccumulation du pyrène sur les œufs et/ou les stades larvaires du poisson zèbre, de la morue et du hareng. Les tests semi-statiques d’une durée de 28 jours ont permis un suivi par traçage radioactif des concentrations de pyrène dans l’eau et dans les organismes. Les BCFs suivants ont été calculés :
- Brachydanio rerio Oeuf : BCF: 10 000
Larves (âge début exposition : 7 jours) : BCF: 54 954
- Gadus morhua Larves de 7 jours BCF: 60 255
- Clupea harengus Larves de 7 jours BCF: 97 724
Le pyrène est donc susceptible de se bioaccumuler chez les poissons et les microcrustacés.
Organismes terrestres
Une accumulation du pyrène dans les tissus de Lumbriculus variegatus (Kukkonen et Landrum, 1994 ; Leppanen et Kukkonen, 1998) et Eisenia andrei (Jager et al., 2000) a été observée. Ces auteurs interprètent que l’absorption du pyrène a lieu plus par ingestion de nourriture que par simple diffusion venant des eaux interstitielles. Les résultats obtenus n’ont pas été retenus par la Commission européenne dans le rapport d’évaluation des risques pour les CTPHT (Coal-tar pitch high temperature) qui a préféré choisir la valeur de 1200 pour les vers de terre comme un pire cas réaliste (UE, 2008). C’est une valeur obtenue par le calcul avec l’équation du document guide technique pour l’évaluation des risques de l’Union Européenne (CE, 1996). Pour les facteurs de bioconcentration dans les végétaux, l’INERIS recommande de consulter la Base de données sur la contamination des Plantes Potagères par les molécules Organiques Polluantes - BAPPOP 2015 (ADEME, INERIS, Université de Lorraine-INRA-GISFI, INPT-ENSAT, ISA Lille, 2015). La base indique des concentrations en pyrène dans les végétaux et dans des sols, permettant de calculer un BCF ; pour certaines données, les concentrations dans d’autres milieux environnementaux sont également renseignées. Pour le pyrène, 90 couples de données (végétaux-sol et végétaux-eau) sont actuellement disponibles et concernent des légume-tubercule, légume-racine, légume-feuille, légume-fruit, légume-fleur, des fines herbes et des céréales. Lors de l’interrogation de la base de données, il est possible de choisir les modalités de certains paramètres (paramètres liés à la plante (type de plante : légume feuille, légume tige, légume racine, etc.), le stade de récolte, la maturité, l’organe analysé, le type de préparation (lavage, pelage), au sol texture, teneur en carbone organique, pH), au contexte environnemental (industriel, rural, urbain), à l’origine de la pollution (industrielle, agricole, urbaine, etc.), au type expérimental (champ agricole, potager, etc.) afin de se rapprocher des conditions propres à la situation étudiée. Il appartient à l’utilisateur averti de sélectionner les données qui lui apparaîtront pertinentes eu égard à son cas d’étude. Ce travail est facilité par la mise en place du filtre de sélection. Les auteurs de la base de données attirent cependant l’attention des utilisateurs sur le travail d’analyse critique des résultats qu’ils doivent mener pour exploiter ces données. Dans ce sens, il est recommandé aux utilisateurs de consulter les informations sur le contexte environnemental accompagnant les données de contamination des plantes et notamment l’origine de la contamination (ces informations sont présentes dans les fiches de renseignement). La variabilité des concentrations des molécules organiques pour une même espèce végétale, cultivée dans des conditions apparemment similaires, peut être importante. Il convient donc de ne pas extraire une ou quelques données et de ne pas utiliser uniquement la moyenne de l’ensemble des données sélectionnées, ce qui aboutirait inévitablement à masquer cette variabilité et à une estimation peu fiable de la contamination des plantes.
Organismes sédimentaires
Dans les sédiments, le taux d’accumulation du pyrène dans les organismes benthiques dépend de plusieurs facteurs dont : - le temps d’exposition - la nature du sédiment - les taux d’absorption et de désorption par les organismes (varient d’un individu à un autre) - le comportement de l’organisme durant la période d’exposition (alimentation, évitement, reproduction). De plus, la disponibilité des HAP aux organismes benthiques détritrivores est très inférieure à celle d’autres substances possédant des propriétés physico-chimiques similaires (Landrum et Faust, 1991 ; Tracey et Hansen, 1996). La séquestration des HAP dans la matière organique sédimentaire serait à l’origine de cette faible biodisponibilité (Kraaij et al., 2001 ; Van Hoof et al., 2001).
Conclusion sur la bioaccumulation
Toxicologie
Dernière vérification le 18/04/2024
Introduction
L'ensemble des informations et des données toxicologiques provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (ATSDR, 1995 ; IARC 1983 ; IARC, 1987, 2010 ; OMS IPCS, 1998 ; US EPA, 1990, 2017). Les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche.
Chez l’homme, très peu d’études ont cherché à identifier les effets toxiques du pyrène seul, la plupart des données disponibles concernent des mélanges d’HAP. Seule la substance pyrène est considérée, la toxicité du pyrène en mélange avec d’autres HAP est donc exclue. Cependant, il s’agit le plus souvent de co-expositions à plusieurs HAP.
Le pyrène est un HAP de haut poids moléculaire (4 cycles), avec une exposition théorique majoritaire sous forme particulaire.
Toxicocinétique
Chez l'homme
Absorption
Chez l’homme, aucune étude sur le devenir dans l’organisme du pyrène seul n’est disponible.
Néanmoins, des travaux ont permis d’identifier la présence de pyrène dans les organismes d’individus exposés à des mélanges de polluants contenant du pyrène.
L’absorption du pyrène par inhalation est bien documentée chez l’homme, le 1-hydroxypyrène urinaire étant un indicateur de l’exposition au pyrène, présent dans la plupart des mélanges de HAP (Nikolova-Pavageau et Pillière, 2018). Elle n’a cependant pas été quantifiée pour le pyrène seul.
L’absorption de pyrène par voie cutanée a indirectement été montrée à partir d’une application cutanée de goudrons de houille réalisée chez un volontaire sain pendant 8 heures, sur 2 jours consécutifs (Storer et al., 1984). Dans une autre étude, la présence d’1-hydroxypyrène urinaire a été rapportée chez un patient traité avec un shampoing aux goudrons et une solution de 500 µg de pyrène en solution dans du toluène (Viau et Vyskocil, 1995).
Distribution
Après absorption, le pyrène s’accumule vraisemblablement dans l’organisme, en particulier dans les tissus gras. En effet, du pyrène a pu être dosé à des concentrations de 2,1 ng.g-1 de lipides dans le tissu adipeux de femmes coréennes, non spécifiquement exposées aux HAP (Moon et al., 2012).
A Hong Kong, des concentrations sanguines en moyenne de 184 ng.g-1 de lipides chez les femmes et de 212 ng.g-1 de lipides chez les hommes ont été rapportées au cours de l’année 2008 (Qin et al., 2011).
Dans le cadre d’une exposition environnementale à plusieurs polluants, le pyrène a été détecté dans le lait, le placenta et le cordon ombilical (moyennes respectives de 0,97 - 2,71 et 0,4 ng.g-1 de poids frais) de femmes séjournant à Pékin depuis au moins 6 ans et non fumeuses (Yu et al., 2011). Parmi tous les HAP, le pyrène est également le plus représenté (98 ± 102 ng.g-1 de lipides) dans le cordon ombilical de mères chinoises (Yin et al., 2017).
Le pyrène a pu être dosé dans le lait de mères italiennes (24,5 µg.kg-1 de lait) (Santonicola et al., 2017) ou encore dans les placentas de femmes indiennes à des concentrations d’environ 300 ppb (Singh et al., 2008).
Métabolisme
Le 1-OH pyrène est le métabolite principal du pyrène. Il constitue un biomarqueur de l’exposition récente aux HAP, le pyrène étant présent dans tous les mélanges de HAP. Le pyrène induit in vitro l’activation des CYP2B6 sur la lignée HepG2 humaine, par l’intermédiaire de la fixation au récepteur nucléaire constitutif à l’androstane (Constitutive Androstane Receptor) (Zhang et al., 2015).
Élimination
L’excrétion urinaire du 1-hydroxypyrène serait triphasique avec des demi-vies d’élimination de 5 h, 22 h et 17 jours. Le maximum d’excrétion apparaît plusieurs heures après la fin de poste, particulièrement lorsqu’il y a une exposition cutanée (INRS, BIOTOX, 2019).
Toutefois, aucune corrélation directe n’a pu être trouvée entre la présence de pyrène (1 µg.m-3)mesuré dans des échantillons d’air de 7 travailleurs exposés à différents HAP, et les concentrations urinaires de 1-hydroxypyrène (Barbeau et al., 2015).
Chez l'animal
Absorption
L’absorption du pyrène par voie orale été montrée chez le rat, mais n’a pas été quantifiée (Lipniak et Brandys, 1993).
Par voie cutanée, chez le rat Wistar exposé à une solution de 14C-pyrène dans l’acétone, l’absorption cutanée est relativement rapide : 1/2 vie de 0,5 à 0,8 jour (Withey et al., 1993).
Distribution
Après l’administration d’une dose de 20 mg.kg-1 de pyrène en solution dans un mélange de tween 80 par voie orale chez le rat, un pic sanguin de concentrations en pyrène est mesuré 1 à 2 heures après l’administration (Lipniak et Brandys, 1993).
Par voie cutanée chez le rat Wistar, exposé à une solution de 14C-pyrène dans l’acétone, les concentrations sont élevées dans le foie, les reins, et les graisses. La présence de concentrations élevées en métabolites du pyrène est observée dans les poumons (Withey et al., 1993).
Métabolisme
Le 1-hydroxy, le 1,6- dihydroxy, le 1,8-dihydroxy-pyrène et le 4,5-dihydrodiol sont les principaux métabolites du pyrène identifiés chez le rat ou le lapin (Boyland et Sims, 1964). De plus, deux dérivés trihydroxy ont pu être isolés après incubation de pyrène dans des préparations de foie de rat (Jacob et al., 1982).
Élimination
Chez le rat, environ 50 % de la dose appliquée à raison de 2, 6 ou 15 mg.kg-1 de poids corporel sont excrétés dans les urines et les fèces au cours des 6 premiers jours suivant l’application cutanée (Withey et al., 1993).
Autre
Relation avec le récepteur AhR : L’affinité du pyrène pour l’AhR (ensemble de récepteurs aux HAP capables d’induire l’expression et l’activité des cytochromes P450) recherchée à partir de tests in vitro chez l’humain ou l’animal est très faible (Barron et al., 2004 ; Misaki et al., 2016 ; Vondráček et al., 2017).
Synthèse
Chez l'homme, aucune donnée relative au pyrène seul n’a été identifiée. En mélange, il est absorbé par toutes les voies d’exposition, le 1-hydroxypyrène urinaire étant un marqueur biologique d’exposition au pyrène.
Chez l'animal :
L’absorption du pyrène par inhalation et voie cutanée a été démontrée chez l’animal, mais non quantifiée. Le pyrène atteint rapidement la circulation, pour se distribuer dans différents organes et les graisses. Plusieurs métabolites ont été identifiés (le 1-hydroxy, le 1,6- dihydroxy, le 1,8-dihydroxy-pyrène et le 4,5-dihydrodiol) ; ils sont éliminés dans les urines et les fèces. C’est un très faible ligand de l’AhR, récepteur spécifique des HAP (affinité non quantifiable) et des cytochromes P450.
Equivalents biosurveillance
Description
FDTE/VTR Importer Synthèse des principales valeurs biologiques d’interprétation (BIOTOX, 2019)
Toxicité aiguë
Chez l'homme
Toutes voies
Chez l’homme, aucune donnée concernant l’effet induit par une exposition aiguë au pyrène seul n’est disponible.
Synthèse
Les effets de l’exposition aiguë au pyrène seul chez l’homme ne sont pas documentés
Chez l'animal
Inhalation
L’administration de doses élevées provoque la mort des animaux en 1 à 2 jours. L’inhalation aiguë de pyrène entraîne des lésions tissulaires hépatiques, pulmonaires et intragastriques, ainsi qu’une diminution du nombre des neutrophiles, des leucocytes et des érythrocytes (Bingham et Cohrssen, 2012).
Voie orale
L’administration de doses létales provoque la mort des animaux en 2 à 5 jours (DL50 de 2 700 mg.kg-1 chez le rat et 800 mg.kg-1 chez a souris (Science Lab, 2012).
Dans le cadre d’une étude d’immunotoxicité aiguë rapportée uniquement sous forme de résumé, des souris BALB/c ont été exposées à une dose unique de 30 – 60 ou 120 µmol .kg-1 de pyrène administré per os. Il est rapporté une diminution dose-dépendante du poids du thymus, ainsi qu’une hépatomégalie isolée (augmentation dose dépendante du poids absolu et relatif du foie).
De faibles effets immunosuppresseurs ont également pu être observés chez des souris exposées par gavage à une dose unique de 0,1 à 100 mg.kg-1 de pyrène 12 heures avant d’être immunisées par une injection intraveineuse de globules rouges de moutons (Silkworth et al., 1995). Une diminution de 30 % la production d’IgM a été observée uniquement à la plus forte dose testée de 100 mg.kg-1.
L’hépatotoxicité du pyrène, marquée par l’augmentation significative du poids relatif du foie, a été confirmée par des travaux réalisés toujours chez des souris (C57BL/6) exposées par voie orale à des concentrations de 150 ou 300 mg.kg-1.j-1 de pyrène pendant 4 jours consécutifs (Zhang et al., 2015). Les auteurs ont par ailleurs identifié le récepteur constitutif à l’androstane (CAR) comme étant à l’origine de l’induction des cytochromes P450 hépatiques induite par le pyrène et de la toxicité hépatique.
Voie cutanée
Chez 6 cobayes ayant reçu des doses de 5 µM à 5 mM de pyrène en solution dans l’éthanol, une réaction phototoxique importante est observée 20 heures après une exposition aux UV-A à 320-440 nm (Kochevar et al., 1982).
L’application d’une dose de 10 g.kg-1 n’est pas létale chez la souris (Bingham et Cohrssen, 2012).
Autres voies d'exposition
Des effets immunosuppresseurs dans la réponse splénique et la production d’anticorps ont été rapportés par injection intrapéritonéale d’un mélange HAP de plus de 4 cycles contenant du pyrène chez la souris (Harper et al., 1996).
Ces résultats ont été confirmés sur des souris (Sylvestre) exposées uniquement au pyrène par des injections intrapéritonéales (11 jours) à des doses de 0,3 à 30 mg.kg-1 (Peden-Adams et al., 2007). Les auteurs rapportent en particulier une suppression des plages de lyses (production d’Ac) avec le test PFC,mais aussi une réponse positive au test de lymphoprolifération des splénocytes par la Concanavaline A chez les souris exposées à partir d’1 mg.kg-1 par comparaison aux souris témoins.
Synthèse
Chez l’animal, la toxicité aiguë au pyrène est moins sévère par voie cutanée, que par voie orale ou par inhalation. Il entraîne des effets immuno-et hépatotoxiques chez l’animal par voie orale. Le pyrène produit des effets photo-toxiques pour la peau.
Toxicité à dose répétées
Effets généraux
Chez l'homme
Toutes voies
A notre connaissance, il n’existe pas de données disponibles.
Chez des salariés travaillant dans une fonderie de fer en Pologne (Szczeklik et al., 1994) exposés pendant une durée moyenne de 15 ans à un mélange de HAP comprenant du chrysène du fluoranthène, du pérylène, du pyrène, du B(a)P, du benz(a)anthracène, du dibenz(a,h)anthracène et du benzo(g,h,i)perylène., des variations des taux d’immunoglobulines sériques ont été observées. La signification biologique de ces effets n’est pas claire et aucune conclusion concernant l’effet spécifique du pyrène n’a pu être établie.
Synthèse
Aucune étude spécifique concernant les effets systémiques du pyrène n’est disponible. Seules des variations des taux d’immunoglobulines sériques ont été observés chez des travailleurs exposés à un mélange d’HAP, dont le pyrène.
Chez l'animal
Voie orale
Une étude rapporte les effets d’une action systémique rénale du pyrène chez l’animal.
Vingt souris CD-1 mâles et 20 femelles ont été exposées par gavage au pyrène en solution dans l’huile de maïs à des doses de 0, 75, 125 ou 250 mg.kg-1.j-1 pendant 13 semaines. Des néphropathies caractérisées par la présence de régénérations tubulaires rénales multifocales souvent accompagnées par une infiltration lymphocytaire interstitielle et/ou une fibrose interstitielle localisée sont rapportées chez 4 rats mâles du lot témoin. Ces effets sont observés chez un animal pour les doses faible et moyenne, et 9 animaux à la forte dose. Des lésions analogues sont également rapportées chez les femelles chez 2 des témoins, 3 des femelles exposées à la plus faible dose (75 mg.kg-1.j-1), 7 à la dose moyenne (125 mg.kg-1.j-1) et 10 à la plus forte dose (250 mg.kg-1.j-1). Les lésions rénales dans chacun des groupes sont considérées comme peu importantes à modérément importantes. Les poids relatifs et absolus des reins sont diminués chez les souris exposées aux 2 plus fortes doses (125 et 250 mg.kg-1.j-1). A partir de cette étude un LOAEL de 125 mg.kg-1.j-1 et un NOAEL de 75 mg.kg-1.j-1 sont déterminés (US EPA, 1989).
Autres voies d'exposition
Tests in vitro
L’activité thyroïdienne déterminée à partir d’un test in vitro est perturbée (diminution de l’activité thyroïde peroxydase) par la présence de pyrène (Song et al., 2012).
Synthèse
Une toxicité rénale a été observée chez l’animal au cours d’une exposition par voie orale au pyrène. Les autres voies ne sont pas documentées.
Synthèse des taux d’absorption et organes cibles en fonction des voies d’exposition :
Effets cancérigènes
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | Le pyrène n’a pas été examiné par l’Union Européenne. | |
| IARC | Le pyrène a été classé dans le groupe 3 (substance ne pouvant être classé pour sa cancérogénicité pour l’homme | 2010 |
| US EPA | Le pyrène a été classé dans la classe D (substance non classifiable quant à sa cancérogénicité pour l'homme) | 1990 |
Chez l'homme
Synthèse
Aucune étude relative aux effets cancérogènes du pyrène seul n’a été identifiée chez l’homme.
Chez l'animal
Voie cutanée
L’application cutanée d’une solution à 3 % de pyrène dans du benzène deux fois par semaine sur le dos de 40 souris n’induit pas de lésion cutanée au bout de 680 jours d’observation (Badger et al., 1940). Un résultat similaire est rapporté lors d’une application cutanée chez la souris d’une solution à 5 % de pyrène 3 fois par semaine pendant un an (le solvant et le degré de pureté du pyrène ne sont pas mentionnés) (Roe et Grant, 1964).
Un lot de 20 souris mâles C3H a reçu des applications cutanées de 60 µL d’une solution à 0,5 % de pyrène (pureté élevée) dans de la décaline 2 fois par semaine au niveau de la zone interscapulaire pendant 82 semaines. Trois papillomes sont rapportés chez 13 de ces souris à 52 semaines. Un lot de 15 souris mâles C3H a reçu 60 µL d’un mélange de 0,5 % de pyrène dans de la décaline et de 50 % de n-dodécane 2 fois par semaine pendant 82 semaines. A la fin de l’exposition, 2 papillomes et 2 carcinomes sont observés chez les 13 survivants (Horton et Christian, 1974).
Deux lots de 50 souris Swiss femelles ont reçu des applications de 12 ou 40 µg de pyrène (recristallisé) en solution dans 0,1 mL d’acétone 3 fois par semaine. Après 368 et 440 jours de traitement respectivement aucune altération cutanée n’est rapportée au point d’application (Van Duuren et Goldschmidt, 1976).
Vingt souris ont reçu une application cutanée d’une solution de pyrène à 8,3 % dans l’acétone au cours de 10 applications pratiquées à raison de 3 fois par semaine. Vint cinq jours après ce traitement initial, les souris reçoivent 18 applications hebdomadaires d’huile de croton à 0,17 % dans l’acétone. A la fin du traitement à l’huile de croton, 9 papillomes sont observés chez 6 des 20 souris survivantes alors que 4 papillomes sont rapportés chez 4 des 19 survivants du lot n’ayant pas reçu d’huile de croton (Salaman et Roe, 1956).
Un lot de 30 souris CD-1 femelles a reçu une application cutanée de 10 µmol de pyrène en solution dans l’acétone. Puis une semaine après, une application bi-hebdomadaire de TPA (de tétradécanoyl phorbol acétate) a été pratiquée. Des papillomes sont rapportés chez 5 des 29 survivants (0,21 papillomes /souris) alors qu’aucun papillome n’est rapporté chez les souris exposées uniquement à 10 µmol de TPA (Scribner, 1973).
Synthèse
Le pyrène est sans vraisemblable potentiel cancérogène.
Effets génotoxiques
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | La substance n’a pas fait l’objet d’un examen par l’Union Européenne. |
Chez l'homme
Toutes voies
Aucune donnée n’a été identifiée chez l’homme.
Chez l'animal
Toutes voies
Aucun effet mutagène déterminé à partir du test PiG-A (mesure de la fréquence de mutation du gène sentinelle PIG-A) n’a été observé sur les érythrocytes de rats préalablement exposés 3 jours à des doses de 500 ou 1000 mg.kg-1.j-1 ou 28 jours à des doses de 125, 250 ou 500 mg.kg-1.j-1 (Torous et al., 2012).
Des résultats négatifs ont également été obtenus aux tests PiG-A (sur érythrocytes) et PIGRET (sur réticulocytes) réalisés sur des rats exposés à une unique dose de 500 ou 1000 mg.kg-1 (Yoshida et al., 2016).
Le pyrène n’induit pas d’aberrations chromosomiques ou d’échanges de chromatides sœurs dans les cellules de la moelle osseuse après injection intra-péritonéale sur diverses souches de souris (Purchase et Ray, 1981).
L’exposition sur la région dorsale de souris pendant 24 heures au pyrène à des doses comprises entre 2,5 µg et 2,5 mg n’a pas entraîné après 4 jours la formation de micronoyaux sur les kératinocytes prélevés et mis en culture (He et al., 1991).
In vitro
Organismes procaryotes
Le pyrène n’est pas mutagène dans les tests d’altération de l’ADN sur Escherichia Coli et sur Bacillus subtilis (Ashby et al., 1981). Dans les tests bactériens sur Salmonella typhimutium, des résultats positifs (Bos et al., 1988 ; Bridges et al., 1981 ; Kaden et al., 1979 ; Kinae et al., 1981 ; Matijašević et Zeiger, 1985 ; Sakai et al., 1985), mais aussi des résultats négatifs (Ho et al., 1981 ; LaVoie et Hecht, 2012 ; McCann et al., 1975) ont été rapportés.
Organismes eucaryotes
Les résultats des tests de transformation sur différents types de cellules ont donné des résultats négatifs (Casto, 1979 ; Chen et Heidelberger, 1969 ; DiPaolo et al., 1969 ; DiPaolo et al., 1972 ; Evans et DiPaolo, 1975 ; Pienta et al., 1977).
Seul un effet promoteur tumoral a été observé dans le modèle de transformation cellulaire Bhas 42, lignée cellulaire murine transgénique transfectée avec l’oncogène v-Ha-ras (Asada et al., 2005).
La génotoxicité de 15 HAP dont le pyrène a été recherchée par le test des comètes en conditions alcalines réalisée sur une lignée de cellules pulmonaires V79 de Hamster chinois. Des cassures d’ADN ont été observées avec ou sans activateur métabolique avec plusieurs des HAP testés dont le pyrène (Platt et al., 2008).
In vitro, des lésions de l’ADN ont été observées sur une culture primaire de kératinocytes humain exposés à des concentrations de 2,5 à 75 µM de pyrène, puis irradiés par des rayonnements UV ou visibles (Botta et al., 2009). Cette activité génotoxique mise en évidence à partir du test des comètes seraient consécutive à l’induction du stress oxydant.
Synthèse
Les résultats des tests in vitro sont contradictoires. Un effet promoteur a été mis en évidence in vitro.
Effets sur la reproduction
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | La substance n’a pas fait l’objet d’un examen par l’Union européenne. |
Chez l'homme
Toutes voies
A notre connaissance, il n’existe pas de données disponibles.
Synthèse
Aucune étude spécifique du pyrène seul sur le développement n’a été identifiée chez l’homme.
Chez l'animal
Synthèse
Aucune étude spécifique du pyrène seul sur la reproduction n’a été identifiée chez l’animal.
Effets sur le développement
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | La substance n’a pas fait l’objet d’un examen par l’Union européenne. |
Chez l'homme
Toutes voies
A notre connaissance, il n’existe pas de données disponibles.
Chez l'animal
Voie cutanée
L’administration de 2 injections sous-cutanée de 6 mg de pyrène à des souris au 18 et 19ème jour de gestation n’a pas eu d’effet sur l’incidence d’apparition de tumeurs sur la progéniture (IARC, 2010).
Autres voies d'exposition
Synthèse
Aucune étude standardisée sur le développement n’a été réalisée avec le pyrène.
Autres Effets
Valeurs accidentelles
Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises
Autres seuils accidentels
Valeurs réglementaires
Valeurs guides
Valeurs de référence
Introduction
Une Valeur Toxicologique de Référence (VTR) est un indice qui est établi à partir de la relation entre une dose externe d'exposition à une substance et la survenue d'un effet néfaste. Les valeurs toxicologiques de référence proviennent de différents organismes.
Pour accéder à une information actualisée, nous conseillons au lecteur de se reporter directement sur les sites internet des organismes qui les élaborent.
Effets sans seuil :
Informations relatives à l’utilisation des VTR :
Dans cette rubrique, seul le pyrène est considéré, la toxicité du pyrène en mélange avec d’autres HAP est donc exclue. Cependant, il s’agit le plus souvent de co-expositions à plusieurs HAP. Certains HAP disposent d’une fiche de données toxicologiques.
Même si à ce jour il n’existe pas de VTR pour des expositions cutanées, cette voie d’exposition peut ne pas être négligeable.
Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Description
Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’US EPA (IRIS) propose une RfD de 3.10-2 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au pyrène (1990).
Cette valeur a été établie à partir de l’étude expérimentale de l’US EPA, 1989.
Dans cette étude des souris CD-1 (20 par lot et par sexe) ont été exposées par gavage aux doses de 0 - 75 - 125 - 250 mg.kg-1.j-1 de pyrène pendant 13 semaines. L’effet critique retenu est une pathologie rénale tubulaire et une diminution pondérale des reins. De cette étude un NOAEL de 75 mg.kg-1.j-1 est défini.
Facteurs d’incertitude : un facteur de 3 000 correspondant à un facteur 10 pour l’extrapolation d’une exposition subchronique à chronique, un facteur 10 pour l’extrapolation des données de l’animal à l’homme, un facteur 10 pour la variabilité intra-espèce et un facteur 3 pour prendre en compte le manque de données sur la reproduction et le développement sur une deuxième espèce
Calcul : 75 mg.kg-1.j-1 x1/3 000 = 0,025 mg.kg-1.j-1 soit 3.10-2 mg.kg-1.j-1
Indice de confiance : L’US EPA accorde une confiance moyenne dans l’étude source, faible à la fois dans la base de données et dans la RfD élaborée.
Santé Canada propose un DJT de 3.10-2 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au pyrène (2010).
Cette valeur est élaborée à partir de la même étude expérimentale que celle retenue par l’US EPA, le calcul reprend en tout point la valeur construite par l’US EPA.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation :
Selon le rapport INERIS (2003), une méthode de calcul est proposée par l’OMS IPCS, sur la base d’une valeur de référence multipliée par un FET (facteur d’équivalence toxique) (Doornaert et Pichard, 2003). Le principe de FET est fondé sur les hypothèses selon lesquelles l’organe cible et l’activité toxique sont identiques pour chaque molécule apparentée et qu’il n’y a pas d’interactions toxicocinétique ni toxicodynamique. Une telle approche autorise l’addition des risques cancérigènes liés à une co-exposition et permet de quantifier le pouvoir cancérigène d’un mélange de substances en fonction du pouvoir cancérigène d’une substance dite de référence, appartenant à la même famille chimique (OMS IPCS, 1998).
Néanmoins, comme le rappelle l’AFSSA, 2006, cette approche n’est possible que sous 3 conditions :
- les doses et les effets de chacun des composés du mélange sont additifs,
- il n'existe pas d'interactions antagonistes ou synergiques entre les composés du mélange et
- ils agissent selon le même mécanisme d'action toxique.
Or de nombreuses études expérimentales montrent que ces 3 conditions ne sont pas toujours réunies et peuvent conduire à une surestimation ou à une sous-estimation du risque.
Dans le cas des HAP, la molécule de référence est le benzo(a)pyrène car c’est le HAP le plus étudié et donc le mieux connu. Le potentiel toxique relatif de chaque HAP dont le pyrène est ensuite évalué par rapport à la toxicité du benzo(a)pyrène. Un facteur d’équivalence toxique par rapport au benzo(a)pyrène est alors évalué pour le pyrène. Les FET retenus dans cette approche sont ceux proposés par Nisbet et LaGoy (1992) et repris dans le document INERIS (2003) (Doornaert et Pichard, 2003). Cette étape est basée sur l’hypothèse selon laquelle le potentiel toxique relatif entre deux HAP estimé chez l’animal est identique ou similaire chez l’homme.
Un FET de 0,001 a été attribué au pyrène par Nisbet et LaGoy, 1992.
L'INERIS propose un ERUi de 6.10-7 (µg.m-3)-1 pour une exposition chronique par inhalation au pyrène (2018).
Pour une exposition par inhalation à un HAP et en l’absence de valeur spécifique, l’INERIS recommande de prendre en compte l’Excès de Risque Unitaire (ERUi) du benzo(a)pyrène proposée par l’US EPA (2017) et retenu par l’INERIS pour cette substanceà savoir 6.10-4 (µg.m-3)-1 et de lui appliquer le FET correspondant à cet HAP.
Pour le pyrène, l’INERIS a retenu en 2003, un FET de 0,001 provenant de la classification de Nisbet et LaGoy (1992).
Cet ERUi correspond à une concentration de 16,7 µg.m3 pour un risque de 10-5 ou à une concentration de 1,67 µg.m3 pour un risque de 10-6.
Calcul de VTR par inhalation à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du pyrène:
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale :
Le RIVM propose un CRoral de 0,5 mg.kg-1.j-1 pour une exposition par voie orale (Baars et al., 2001).
Cette concentration correspond à un excès de risque cancérogène de 1.104 pour une exposition continue durant toute la vie. Elle est issue des données d'une étude expérimentale par gavage au benzo(a)pyrène chez le rat (0, 3, 10 et 30 mg.kg-1.j-1durant 2 ans, 5 j/sem) (Kroese et al., 1999). Une augmentation dose-dépendante de l'incidence de tumeurs a été observée dans de nombreux organes et tissus, notamment le foie et l'estomac et également l'œsophage, la peau, la glande mammaire, le canal auditif, la cavité orale, l'intestin grêle et les reins.
A l’aide des deux valeurs, la VTR du benzo(a)pyrène de 0,5 µg.kg-1.j-1 pour un excès de risque cancérigène de 1.104 et le FET de 0,001 attribué au pyrène, un CRoral de 5.10-1 mg.kg-1.j-1 pour un excès de risque cancérigène de 1.10-4 a été calculé pour le pyrène.
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.
L’INERIS propose un ERUo de 10-3 (mg.kg-1.j-1)-1 pour une exposition chronique par voie orale au pyrène (2018).
L'Agence Française de Sécurité Sanitaire des Aliments a publié un avis le 29 juillet 2003 (AFSSA, 2003) dans lequel les méthodes et le choix des études critiques retenues par l’US EPA et par le RIVM pour l’établissement des ERUo ont été analysés pour le benzo(a)pyrène. Après comparaison des deux justifications scientifiques, l'AFSSA a retenu la proposition du RIVM. Selon l’AFSSA (2003), la valeur proposée par le RIVM apparaît actuellement la plus adaptée pour une approche d’évaluation des risques liés aux HAP, car le calcul de cette valeur est basé sur une dose expérimentale issue d’une étude récente (2001) et sur un modèle simple d’extrapolation aux faibles doses, certes imparfait mais protecteur.
En 2003, l’INERIS retenait la proposition de l’AFSSA (2003) et proposait donc pour le benzo(a)pyrène l’utilisation de la valeur établie par le RIVM. Le RIVM détermine une dose virtuellement sûre (DVS) de 5 ng.kg-1.j-1, par un modèle d'extrapolation linéaire à l'origine, en retenant la dose critique de 10 mg.kg-1.j-1 de benzo(a)pyrène administrée à l'animal induisant l'apparition significative de tumeurs, et après ajustement de la durée d’administration et d’observation. Cette DVS de 5 ng.kg-1 p.c.j-1 pour un excès de risque de cancer de 1 10-6, correspond à un ERUo de 0,2 (mg.kg-1.j-1)-1.
En 2018, suite à la réévaluation de la valeur de l’US EPA pour le benzo(a)pyrène décrite dans la fiche de données toxicologique et environnementale du benzo(a)pyrène, l’INERIS propose de modifier sa valeur. Cette valeur est basée sur celle proposée par l’US EPA (2017) et retenue par l’INERIS pour le benzo(a)pyrène à savoir 1 (mg.kg-1.j-1)-1. A partir de cette valeur une approche par l’application de FET a été réalisée.
Cet ERU0 correspond à une dose de 10-2 mg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-5 et à une dose de 10-3 mg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-6.
Calcul de VTR par inhalation à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du pyrène :
Synthèse
Effets à seuil -Exposition chronique par voie orale :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au pyrène par voie orale la VTR chronique de 3.10-2 mg.kg-1.j-1 de l’US EPA (1990).
Pour l’exposition par voie orale pour les effets à seuil, deux valeurs identiques spécifiques au pyrène sont disponibles US EPA (1990) et Santé Canada (2010). La valeur de Santé Canada reprend celle proposée par l’US EPA. L’étude clé ayant servi à la construction de la valeur de l’US-EPA est une étude chez la souris pendant une durée de 13 semaines.
Un facteur d’incertitude utilisé est de 3000 (10 pour le facteur intra-espèces, 10 pour le facteur inter-espèces, 10 pour la faible durée d’exposition (étude subchronique), et 3 pour prendre en compte le manque de données sur la reproduction et le développement sur une deuxième espèce. Ce facteur d’incertitude est élevé et montre les incertitudes concernant l’étude-clé et les connaissances sur cette substance. La valeur de l’US EPA a donc été retenue par défaut par l’INERIS.
Indice de confiance : faible en raison du facteur d’incertitude élevé.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au pyrène par inhalation la VTR chronique de 6.10-7 (µg.m-3)-1 de l’INERIS (2018).
La seule valeur disponible est celle proposée par l’INERIS. Elle est construite par application du FET à partir de la valeur du benzo(a)pyrène révisée en 2017 et retenue par l’INERIS en 2018. Cette valeur est retenue.
Indice de confiance : Faible en raison du manque de données pour cette voie
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au pyrène par voie orale la VTR chronique de 10-3 (mg.kg-1.j-1)-1 de l’INERIS (2018).
*Pour l’exposition par voie orale pour les effets sans seuil, deux valeurs sont proposées, par le RIVM (2001) et l’INERIS (2018). Ces valeurs sont construites à partir d’une même approche basée sur l’utilisation du FET du pyrène de valeur 0,001. La valeur proposée par l’INERIS est basée sur une approche mise à jour en 2018 par l’US EPA à partir de la même étude que celle utilisée par le RIVM.
Indice de confiance : Moyen car les éléments en faveur d’effets cancérogènes sont en cohérence avec TEF
Autres valeurs des organismes reconnus
Description
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 18/04/2024
Introduction
Les éléments présentés dans cette rubrique sont repris du dossier pour l’identification des substances très préoccupantes (annexe XV de Reach) du pyrène (ECHA, 2018). Ce dossier a été constitué en s’appuyant sur les monographies les plus pertinentes (ECHA, 2008, 2009) puis en les complétant avec des données issues de la littérature scientifique parue jusque Juin 2018. Les HAP ont plusieurs modes d’action toxique comme la narcose et la phototoxicité. La phototoxicité correspond au mécanisme selon lequel la molécule, en absorbant des rayonnements UV ou de la lumière va réagir et provoquer un effet néfaste. Cela peut être lié à une production d’oxygène singulet (dangereux pour les organismes) ou de métabolites plus toxiques que le HAP d’origine. Ces réactions sont rapides, c’est la raison pour laquelle des valeurs d’écotoxicité aigues obtenues lors d’essais sous l’influence de la lumière peuvent être inférieures à des valeurs d’écotoxicité chroniques obtenues lors d’essai qui ne prennent pas en compte la phototoxicité.
Dangers
Description
Organismes aquatiques
Paramètres d’écotoxicité aiguë :
Dans son rapport, Echa (2018) souligne qu’en présence de lumière, la toxicité pour les premiers stades de vies des mollusques et invertébrés marins est comparable à celle pour les premiers stades de vies des mollusques et invertébrés d’eau douce.
Synthèse des principaux résultats pour des organismes aquatiques lors d’expositions aiguës.
Paramètres d’écotoxicité chronique :
Synthèse des principaux résultats pour des organismes aquatiques lors d’expositions chroniques :
Organismes du sol
Paramètres d’écotoxicité aiguë :
Aucune information n’est disponible.
Paramètres d’écotoxicité chronique
Synthèse des principaux résultats pour des organismes terrestres lors d’expositions chroniques.
Le collembole Folsomia fimetaria a été exposé à deux concentrations de pyrène dans un sol prélevé dans le milieu naturel contenant 1,6 % de matières organiques. La mortalité des adultes ainsi que le nombre de jeunes en bonne santé ont été pris comme critère d’effet. Les concentrations de la substance ont été suivies dans le milieu. Les résultats sont basés sur les concentrations mesurées.
Valeurs de danger
Synthèse
Eau douce
Paramètres d’écotoxicité aiguë :
Organismes pélagiques :
Il n’existe pas de donnée issue d’essai d’écotoxicité aigue sur végétaux aquatiques valide rapportée dans la littérature consultée.
La toxicité du pyrène envers les organismes aquatiques (pélagiques et benthiques) peut être accrue en présence de rayonnement UV et plus particulièrement les UV-A (Ankley et al., 1994 ; Hatch et Burton Jr., 1999 ; Krylov et al., 1997 ; Landrum et al., 1987 ; Newsted et Giesy, 1987 ; Sinha et Chignell, 1983 ; US EPA, 1993).
En raison du mode d’action connu phototoxique du pyrène, de nombreux essais ont été réalisés en l’absence et présence de lumière.
La donnée la plus faible sur organismes aquatiques est obtenue lors de l’essai sur Daphnia magna qui indique une CL50 de 1,38 µg.L-1. Des daphnies juvéniles y ont été exposées au pyrène pendant 24 h avec une période d’exposition à la lumière de 16 h.
Wernersson et Dave, 1997 ont effectué un essai sur Daphnia magna pendant 24 heures, exposant des individus âgés de quatre jours à des solutions saturées en pyrène et confirment le mode d’action phototoxique. En effet, à l’obscurité, aucun effet n’a été observé. Les mêmes individus ont ensuite été exposés à un rayonnement UV (intensité 0,37 mW.cm-2) pendant 2 h. Une augmentation de la toxicité du pyrène après l’exposition aux UVs a été mise en évidence.
Nikkila et al., 1999 ont trouvé le même résultat en exposant Daphnia magna pendant 48 heures à des solutions saturées de pyrène en présence de UV-B.
Paramètres d’écotoxicité chronique :
Organismes pélagiques :
L’essai sur Pseudokirchneriella subcapitata a été effectué en utilisant un système statique. Les résultats sont basés sur des concentrations mesurées en tenant compte de leur décroissance au cours du temps dans le milieu d’essai.
Les essais réalisés sur les macrophytes Lemna gibba et Anabaena flos-aqua n’ont montré aucun effet toxique au niveau de concentration équivalent à celui de la limite de solubilité dans l’eau.
L’essai sur Ceriodaphnia dubia a été effectué en utilisant un système semi-statique. Les résultats sont basés sur des concentrations mesurées. Le résultat le plus bas est issus d’un essai chronique réalisé sur un organisme marin : le mollusque Crassostrea gigas. Le critère d’effet est le développement de la coquille et la valeur de la NOEC est de 0,5 µg.L-1.
Il n’existe pas de donnée issue d’essai d’écotoxicité chronique sur poisson valide rapportée dans la littérature consultée.
Eau marine
Paramètres d’écotoxicité aiguë :
Organismes pélagiques :
Le même phénomène a également été observé lors d’essais aigus et chroniques effectués sur les espèces Mysidopsis bahia, Mulinia lateralis et Lemna gibba (Pelletier et al., 1997 ; Ren et al., 1994).
En milieu marin, la donnée la plus basse obtenue sur invertébrés est une CL50 de 0,23 µg.L-1. Elle correspond au résultat de l’essai réalisé sur le mollusque Mulinia lateralis exposé 48 h avec une phase d’exposition aux UV de 16 h.
L’essai sur poisson, normalisé OCDE 203, a été réalisé sur des juvéniles exposé à 0,125 ; 0,25 ; 0,5 et 1 mg.L-1 pendant 96 h. L’étude conduit à une CL50 de 0,871 mg.L-1 mais une diminution significative de l’efficacité de la nage est observée à toutes les concentrations testées.
Sédiments d'eau douce
Paramètres d'écotoxicité aiguë:
Aucun effet n’est observé sur Utterbackia imbecillis, mollusque bivalve, exposé pendant 24 heures a des solutions saturées en pyrène. Par contre, en présence d’un rayonnement UV (UV-A= 70 µW.cm-2), une augmentation de la toxicité du pyrène se produit (Weinstein et Polk, 2001).
Sédiments marins
Paramètres d'écotoxicité chronique :
En ce qui concerne les organismes benthiques, le résultat le plus bas est issus d’un essai chronique réalisé sur un organisme marin : Rhepoxynius abronius. Le critère d’effet est la mortalité, des valeurs entre 77 et 260 mg.kg-1ps ont été obtenues, 140 mg.kg-1ps correspond à la moyenne géométrique.
Valeurs écotoxicologiques
Introduction
Dans cette rubrique, sont reportées des valeurs de référence pour la protection des écosystèmes aquatiques et de la santé humaine via l’environnement.
Elles peuvent avoir un statut de « Valeur réglementaire » si elles sont issues
- de réglementations européennes et issues par exemple de dossiers d’évaluation des risques dans le cadre de processus d’autorisation de mise sur le marché des substances chimiques (c’est le cas des Concentrations Prédites Sans Effet pour l’environnement (PNEC) issues des dossiers réglementaires sous REACh ou dans le cas de la réglementation des produits biocides) ou issues de « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) de la Directive Cadre européenne sur l’Eau (DCE) ;
- de réglementations françaises telles que les arrêtés de mise en application de la DCE à l’échelle nationale.
Elles peuvent être des « Valeurs guides » lorsque ce sont des propositions scientifiques de l’INERIS qui ne sont pas reportées dans des textes réglementaires. C’est le cas de toutes les valeurs établies par l’INERIS pour guider l’évaluation de la qualité des milieux aquatiques pour les substances qui n’ont pas, ou pas encore, un statut réglementaire dans le contexte de la DCE.
Les « Valeurs Guides Environnementales » (VGE) et les « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) sont les outils consacrés pour l’évaluation de la qualité des eaux de surface, dont l’établissement est basé sur une même méthodologie européenne dédiée (E.C., 2018).
Leur construction, d’un point de vue méthodologique, est donc similaire.
Valeurs guides
Description
Valeurs seuil pour la protection des organismes aquatiques (colonne d’eau) :
Justification scientifique de la valeur :
Des données chroniques sont disponibles sur de nombreux groupes taxonomiques. Bien qu’il n’existe pas de donnée chronique valide sur le poisson, ils sont beaucoup moins sensibles que les crustacés ou les mollusques (UE, 2008) (conclusion obtenue par read across d’après les données obtenues sur les autres HAP). La CL50 de 0,23 µg.L-1 est la valeur la plus basse obtenue sur organisme aquatique. Cette donnée est une des plus basse obtenue parmi tous les tests réalisés avec des HAP. En conséquence, un facteur d’extrapolation de 10 est considéré suffisant. Etant donné la raideur de la relation dose/réponse, il est justifié d’utiliser cette CL50 comme une NOEC avec un facteur d’extrapolation de 10 (RIVM, 2012).
Valeurs seuil pour la protection des organismes benthiques :
Justification scientifique des valeurs toxicologiques de référence :
La PNECsed a été dérivée depuis une LC10 de 140 mg.kg-1ps. La toxicité des organismes aquatiques d’eau douce et marin étant comparable, les données issues de ces deux groupes sont considérées ensemble. Un facteur d’extrapolation de 50 a été utilisé puisque des données sont disponibles pour deux groupes taxonomiques benthiques (crustacés et oligochètes).
NB : D’autres valeurs existent pour le pyrène : cependant, elles n’ont pas toutes été dérivées selon la même méthodologie et n’assurent pas toutes le même niveau de protection. L’utilisateur se reportera au rapport méthodologique (Ineris, 2017).
Synthèse
Valeurs seuil pour la protection des organismes aquatiques (colonne d’eau) :
La valeur ci-dessous a été déterminée dans le contexte de l’élaboration du dossier Annexe XV de REACH et a fait l’objet d’un consensus européen.
Bien que ce soit la valeur de toxicité chronique de 0,5 µg.L-1 obtenue sur le mollusque Crassostrea gigas qui ait été retenue comme étude clé pour la caractérisation du caractère T (toxique) du pyrène (ECHA, 2009, 2018), c’est la valeur de toxicité aiguë de 0,23 µg.L-1 obtenue sur un autre organisme marin (Mulinea lateralis) qui a servi à dériver la PNEC dans l’évaluation des risque européenne (UE, 2008) et celle du RIVM, 2012.
PNEC pour le compartiment aquatique
Organismes aquatiques - Valeurs seuil pour la protection des organismes benthiques :
La valeur ci-dessous a été déterminée dans le contexte de l’élaboration du dossier Annexe XV de REACH et a fait l’objet d’un consensus européen.
PNEC disponibles pour le compartiment sédimentaire :
Organismes terrestres - Valeurs seuil pour la protection des organismes benthiques :
En l’absence de PNEC ayant fait l’objet d’une revue collective, l’Ineris propose la valeur suivante :
Un résultat long terme sur collembole est disponible. La Commission européenne (1996) propose donc d’appliquer un facteur d’extrapolation de 100 sur la EC10.
D’où :
PNECSOL = 10/100 = 0,1 mg.kg-1 de poids sec
Organismes prédateurs par empoisonnement secondaire :
Il n’existe pas de PNEC pour l’empoisonnement secondaire du pyrène.
Il n’y a pas assez de données d’écotoxicologie pour calculer les PNECoral des HAP. Ce calcul est par ailleurs limité par la connaissance sur la bioaccumulation des HAP (dont le pyrène) dans le poisson (UE, 2008).
Valeurs réglementaires
Données technico-économiques
Dernière vérification le 18/04/2024
Introduction
La substance d’intérêt fait partie de la famille des HAP (Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques), les données technico-économiques ci-dessous proviennent de la fiche technico-économique dédiée à cette famille de substances et non-exclusivement à cette même substance d’intérêt.
Tableaux de synthèse
Généralités
| Réglementations |
FTE 2005 Importer Les paragraphes ci-après présentent les principaux textes en vigueur à la date de la rédaction de cette rubrique. Cet inventaire n’est pas exhaustif. Émissions et concentrations de HAPDe nombreux textes réglementaires concernent les HAP :
[5] Il s'agit du benzo(b)fluoranthène, du benzo(k)fluoranthène, du benzo(ghi)pérylène et de l'indéno(1,2,3 cd)pyrène. [6] Les six substances sont les suivantes : benzo(3,4)fluoranthène, benzo(11,12)fluoranthène, benzo(1,12)pérylène, benzo(3,4)pérylène, fluoranthène et indéno(1,2,3 cd)pyrène (décret du 3 janvier 1989, annexe 1 1 et 1 3). Utilisation de créosoteEn outre d'autres directives réglementent l'usage de la créosote, vecteur important de HAP dans l'environnement (voir plus loin) :
Combustion domestique
Autres
[7] Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l’utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt-septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final, 13 février 2004. |
|---|---|
| Classification CLP | Voir la classification CLP |
| Informations complémentaires |
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques, ou HAP, sont des composés organiques issus de la fusion de cycles benzéniques. Le plus simple des HAP est le naphtalène (deux cycles) et le plus complexe est le coronène (sept cycles). |
Volume de production
Consommation
Présence dans l'environnement
Réduction des émissions et substitutions
Production et utilisation
Production et ventes
Données économiques
Éléments sur certains secteurs économiques concernés
Créosote
La consommation de créosote en France a beaucoup baissé : de l'ordre de 30 000 à 40 000 t.an-1 en 1960, elle était descendue à environ 10 000 t.an-1 au milieu des années 1990 (essentiellement pour traiter les traverses de chemin de fer et certains poteaux de transport des lignes électriques aériennes) [Rayzal et al., 1998].
Depuis le 30 juin 2003, en application de la directive 2001/90/CE, l'utilisation en Europe de la créosote ou de bois est traité à la créosote est très fortement limitée. En Europe, les quantités de HAP impliqués dans la production de créosote sont de l'ordre de plusieurs dizaines de milliers de tonnes par an (40 000 tonnes en 1999 d'après EU RAR, 2000 ; 17 000 tonnes/an de phénanthrène et de naphtalène, soit environ 27 200 tonnes pour le total des HAP, d'après l'International Programme on Chemical Safety, 1998) [Royal Haskoning, 2003a].
En France, seule l'entreprise VFT France18 (filiale de Rütgers VFT) vend de la créosote. Une usine à Forbach19, qui en vendait également, semble avoir fermé. La Société Technique de Découpe ALPI S.A.S20 semble utiliser de la créosote (Source : Kompass UK).
On compte aujourd'hui au maximum une dizaine d'autoclaves d'imprégnation de bois à la créosote en France.
[18] Immeuble Le Nerval / Parc d’activité du bord des eaux / BP3 / 62251 Henin Beaumont Cedex / 03 21 08 19 80
[19] Route de Marienau / 57600 Forbach / 03 87 84 99 01
Production de coke en France
La production de coke a tendance à décliner en Europe. Le nombre de cokeries dans l'Europe des 15 est passé de 104 en 1981 à 42 en 2000 [Holland et al., 2001]. C'est dû essentiellement à une baisse de la demande d'acier et une restructuration dans la métallurgie : l'Europe produit moins de coke et en importe davantage, notamment en provenance de Chine. La hausse des importations de coke devrait se poursuivre pendant les prochaines années (Commission européenne, 2004).
En France, 4 552 tonnes de coke furent produites en 2002, contre 5 091 tonnes en 2001. 4 902 tonnes furent livrées à l'industrie sidérurgique en 2002 (Commission européenne, 2004).
Il existe, semble t il, actuellement cinq cokeries en France.
En France, les cokeries minières appartiennent à Charbonnages de France. Cette entreprise en possédait encore deux en 2002 : Drocourt, fermée en mars 2002 et Carling (en Alsace), qui doit fermer mi 2005. Le groupe a prévu d'avoir cessé toute opération fin 2007. En 2002 le groupe a produit 961 kt de coke (dont 927 à Carling), contre 1 341 kt en 2001.
Les autres cokeries françaises sont une cokerie indépendante et trois cokeries sidérurgiques.
Tableau 14. Cokeries en France
[18] Immeuble Le Nerval / Parc d'activité du bord des eaux / BP3 / 62251 Henin Beaumont Cedex / 03 21 08 19 80.
[19] Route de Marienau / 57600 Forbach / 03 87 84 99 01.
[20] 'GVio Parc du Mandinet' / 1 3, Rue des Campanules / 77185 LOGNES / Tél. : 01 64 27 60 84 / Fax : 01 64 67 79 59 ; 03 23 66 57 96.
[21] Arrêt des activités en 2005.
Industrie sidérurgique
Arcelor est le premier producteur mondial d'acier (44 Mt d'acier produit en 2003). La France est le 11ème pays producteur d'acier (19,8 Mt d'acier produit en 2003 et 1,8 Mt d'exportations nettes) et le 5ème producteur européen, derrière la Russie, l'Allemagne, l'Ukraine et l'Italie. La France emploie 37 000 personnes en 2003 dans l'industrie sidérurgique (contre 105 000 en 1980) (International iron & steel Institute, 2004).
Goudron
Actuellement, le seul fabricant de goudron de houille en France est HGD (Houille Goudron et Dérivés). Il s'agit d'une concentration des groupes Elf Atochem S.A. et Rütgers VfT S.A depuis juillet 1994. Les unités de production sont essentiellement localisées à Marienau (57). La production de goudron de houille de cette société n'est pas remise en question par la fermeture définitive des mines à l'échéance 2005. Elle est principalement destinée au marché des électrodes. Sur l'ensemble de la production annuelle 2001, seulement 30 000 tonnes ont été orientées vers le marché de la construction routière. Les goudrons et brais de houille participent alors à la fabrication d'enrobés spéciaux, protection anti kérosène, et à l'élaboration de fluxant. En 2000, la production de bitume en France atteignait environ 3 000 000 tonnes. [Brazillet, 2001].
Procédés de production
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La production de HAP est peu importante. Ils sont utilisés dans un nombre limité de produits, notamment des produits de teinture à des fins de recherche et d'analyse. Il est probable que les rejets de HAP liés à leur production et à leur utilisation directe soient marginaux par rapport à leurs rejets totaux [Holland et al., 2001].
En particulier le benzo(a)pyrène n'est produit qu'en très petite quantité, par distillation fractionnée de charbon bitumineux renfermant des hydrocarbures aromatiques polynucléaires (HSDB).
Quant à l'indéno(1,2,3 cd)pyrène, présent dans les charbons bitumineux, il est enrichi par distillation puis extrait par une technique séparative adaptée (dissolution, extraction liquide liquide) avant d'être purifié par chromatographie (INERIS 2003 2004).
Utilisations
Introduction (varitétés d'utilisations)
Les HAP font usage de biocides dans le goudron, la créosote et d'autres produits similaires utilisés pour protéger et préserver des matériaux (principalement le bois). Des composés HAP sont également inclus dans l'asphalte [OSPAR Commission, 2001a].
Utilisations volontaires
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Certains HAP sont utilisés comme intermédiaires : le naphtalène, l'acénaphthène, l'anthracène, le fluorène, le fluoranthène, le phénanthrène et le pyrène. Ils sont utilisés dans des polymères, des teintures, des pigments, des surfactants, des dispersants, des agents tannants, des solvants, des résines insecticides et des ramollissants de caoutchouc [IPCS, 1998 ; in Royal Haskoning, 2003a].
Plus particulièrement, le benzo(a)pyrène ne trouve actuellement aucune application dans l'industrie. Il entre dans la fabrication de produits étalons. Certains laboratoires d'analyse ou de toxicologie l'utilisent en très faible quantité [Palayer et al., 1997]. Excepté pour la recherche, il n'existe pas d'utilisation connue du benzo(b)fluoranthène ou de l'indéno(1,2,3 cd)pyrène. [INERIS 2003 2004]
[7] Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l'utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final, 13 février 2004.
Mélanges d'HAP dans des produits
Créosote
Parmi les grandes familles de produits de préservation du bois, existe un produit issus de la distillation de la houille, la créosote. Elle comporte à la fois des propriétés biocides et des caractéristiques hydrofuges. Les HAP qu'elles contient sont particulièrement efficaces contre la pourriture [Rayzal et al., 1998].
Elles sont le plus souvent issues de la distillation de goudron de houille (le goudron de houille étant lui même un sous produit du traitement à haute température du charbon pour produire du coke ou du gaz) et parfois de la distillation d'autres produits, comme le bois. La créosote est un mélange épais et huileux, sa couleur va de l'ambre au noir. Elle se compose d'un mélange de composés sélectionnés au moyen d'un intervalle de température de distillation. Le mélange est relativement complexe, riche notamment en hydrocarbures aromatiques polycycliques (naphtalène, fluorène, anthracène notamment). Ces substances sont plus ou moins actives et participent à la préservation du bois. La créosote est plutôt utilisée pour des bois soumis à des conditions difficiles. Il s'agit essentiellement de bois qui doivent supporter une humidité toujours supérieure à 20 % : bois horizontaux en extérieur (balcons, coursives...) et bois en contact avec le sol (poteaux téléphoniques, traverses de chemin de fer, clôtures, etc.) ou avec une source d'humidification prolongée ou permanente.8 On traite le bois à la créosote en répandant celle ci au pulvérisateur ou en plongeant le bois dans un bain de créosote ; le traitement peut aussi avoir lieu par une combinaison de procédés de mise sous vide et sous pression dans des réacteurs fermés.
[8] Page sur la préservation du bois du site Internet du Comité national pour le développement du bois (CNBD) : http://www.bois construction.org/.
L'utilisation de créosote est fortement limitée par la réglementation. Par dérogation, quelques grands organismes peuvent encore en utiliser pour la préservation du bois :
- La SNCF utilise des créosotes lourdes (distillation entre 200 et 450 ° C) pour les traverses de chemin de fer [Rayzal, 1995]. Ces traverses sont traitées à la créosote par un établissement spécialisé de la SNCF. Cependant leur usage décroît au profit des traverses en béton : en effet elles ne sont plus utilisées que pour l'entretien de lignes traditionnelles existantes. Pour les lignes TGV et les lignes neuves, des traverses en béton sont utilisées. Cela limite donc l'utilisation de créosote.
- EDF utilise de la créosote pour les poteaux des lignes électriques (plus précisément pour les pieds de poteaux, la partie en contact avec le sol, en épicéa). EDF utilise des poteaux en bois ou en béton. Ces derniers servent pour les tensions élevées et pour l'ancrage des lignes basse tension (c'est à dire environ un poteau sur cinq, pour bien fixer la ligne). Les autres poteaux sont en bois, traité soit à la créosote, soit aux sels métalliques (environ 2/3 créosote et 1/3 sels métalliques). EDF achète le bois déjà traité et ne les retraite pas une fois en place.
France Télécom utilise (ou a utilisé) des créosotes légères (distillation entre 170 et 400 ° C) pour les poteaux en bois utilisés comme support du réseau téléphonique [Rayzal, 1995].
D'après Rayzal (1998), les créosotes servent encore ponctuellement au traitement de certains équipements agricoles (piquets) ou d'ouvrages de génie civil (retenues de berge).
Traitement des bois créosotés en fin de vie
L'élimination des traverses en bois de la SNCF est effectuée par la société SIDENERGIE (département 46). Cette entreprise produit du charbon de bois domestique (agréé par le ministère de la Santé). Elle traite, en plus de déchets de scierie, 6 000 tonnes de bois par an (soit environ 100 000 traverses par an)10. Le traitement consiste en une valorisation matière par thermolyse. Les bois sont épurés de la créosote d'imprégnation et transformés en charbon végétal.11
Chaque année, quelques milliers de tonnes de poteaux EDF arrivent en fin de vie. Ils sont soit réemployés par des agriculteurs (pour être débités et servir de piquets de délimitation de parcelle par exemple), soit incinérés.
On estime à environ 300 000, le nombre de poteaux retirés annuellement du 'parc installé' de France Telecom. Afin de les protéger des agressions extérieures (intempéries, insectes), ces poteaux ont subi différents traitements chimiques qui sont, ou qui ont été pour l'essentiel, à base de sulfate de cuivre ou de CCA (Cuivre, Chrome, Arsenic) et de créosote. [Le Calvez, 1999]
[10] Source : ADEME (http://www.ademe.fr/midi pyrenees/a_1_13.html).
[11] http://www.recyclot.fr/etsivous.html.
Coke
Le coke est obtenu dans des fours à coke, par chauffage à l'abri de l'air d'un certain type de charbon. Les composés volatils contenus dans le charbon sont ainsi éliminés par évaporation. Il est essentiellement utilisé dans la sidérurgie.
Il remplit trois rôles principaux dans le haut fourneau : il favorise la circulation des gaz montants (rôle perméabilisant), fournit la chaleur nécessaire à la poursuite de la réaction, assure la réduction et la carburation du fer. La plupart des cokeries produisent spécifiquement pour des usines de production de fer et d'acier et sont souvent situées sur le même site.
Goudron de houille
Le goudron de houille est obtenu par pyrolyse de la houille à des températures allant de 400 °C à 1 200 °C dans les cokeries et les usines à gaz. Il est constitué de fortes teneurs (de 20 à 50 %) en HAP (notamment naphtalène, phénanthrène, fluoranthène, pyrène, acénaphtène et anthracène) [Brazillet, 2001]. Les propriétés physico chimiques des HAP recherchées telle leur plasticité à chaud sont corrélées avec leur capacité à devenir volatils et mobilisables.
Le goudron de houille a été abondamment utilisé, depuis la fin du XIXème siècle pour produire des enrobés bitumineux routiers. Son utilisation est actuellement en déclin, au profit de substituts d'origine pétrolière. La production de goudron de houille pour les applications en techniques routières est en constante régression et n'est plus que de quelques dizaines de milliers de tonnes par an.
Toutefois le goudron possède des propriétés de résistance aux solvants pétroliers (carburants et huiles). Il est donc encore utilisé dans les revêtements de sites particuliers (aéroports, parcs de stationnement d'engins agricoles ou de poids lourds, gares routières, aires de stations service, revêtements de sols industriels, en particulier des sites pétrochimiques, aires d'autoroute, etc.). [Brazillet, 2001]
D'après l'OMS IPCS (1998) on peut trouver dans l'asphalte des concentrations de benzo(b)fluoranthène élevées, pouvant atteindre 10 g/kg. (INERIS 2004)
Tableau 9. Teneurs moyennes des constituants principaux du goudron (HAP seulement, pourcentages massiques) (Source : Gosselin, 2000 ; cité dans Brazillet, 2001)
Rejets dans l’environnement
Sources naturelles
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Certains HAP sont présents naturellement dans quelques matériaux organiques, notamment des dérivés du pétrole.
Tableau 3. Exemples de concentrations en benzo(a)pyrène dans certains matériaux organiques (Source : GTZ, 1995)
Sources non-intentionelles
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Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). [Palayer et al., 1997] Leur synthèse lors de la formation des énergies fossiles explique leur présence dans le pétrole, le charbon et leurs produits dérivés.
Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.
On peut distinguer deux types de rejets atmosphériques de HAP :
- Les sources évaporatives (utilisation de produits contenant du goudron de houille, préservation du bois avec de la créosote et du carbolineum, utilisation du goudron pour les toits et les routes).
- Les sources thermiques (HAP dits pyrolytiques). Les rejets des sources thermiques proviennent de la combustion de combustibles solides (bois, tourbe et charbon), de carburants automobiles (diesel surtout) et de quelques procédés industriels [Holland et al., 2001].
Tableau 4. Émissions de benzo(a)pyrène liées à la combustion incomplète de matières fossiles (Source : GTZ, 1995)
Pendant les années 1990, les rejets des sources évaporatives ont diminué grâce à des restrictions sur l'usage et le contenu en HAP des matériaux [Holland et al., 2001].
Sources thermiques
Combustions domestiques
Les émissions de polluants atmosphériques des appareils de combustion dépendent des conditions de la combustion, de la qualité des installations et de la composition du combustible. Plusieurs types de HAP se forment au cours de la combustion. La quantité de HAP émise par unité d'énergie produite varie de plusieurs ordres de grandeur entre les petites et les grandes unités de combustion (dans les grandes, il est plus facile d'obtenir de bonnes conditions de combustion et de mettre en place des systèmes de contrôle des fumées) [OSPAR Commission, 2001c].
Lors de la combustion, tous les types de HAP sont formés. Le profil des HAP dépend peu du combustible et de la technique de combustion utilisés. Généralement le phénanthrène est le composé dominant et représente environ 40 % des émissions totales de HAP. Le benzo(a)pyrène représente moins de 5 % des émissions de HAP.
Les émissions de particules et de HAP sont généralement plus élevées de plusieurs ordres de grandeur lors de la phase de démarrage du feu que lors de la période de combustion stationnaire.
Les émissions suivantes de HAP ont été mesurées :
Tableau 5. Quelques facteurs d'émission de HAP (Source : OSPAR Commission, 2001c)
Les facteurs d'émission pour la combustion du charbon et du bois dans les petits poêles et les cheminées sont considérées généralement comme étant respectivement de l'ordre de 0,3 mg/kg (environ 0,2 mg/MJ) et 40 mg/kg (environ 3 mg/MJ) [OSPAR Commission, 2001c].
D'après Eurostat (1999), la consommation de bois pour la combustion domestique devrait s'élever en 2010 à 370 PJ [Holland et al., 2001]. D'après les scénarios énergétiques issus du modèle PRIMES, la combustion de biomasse dans le résidentiel et le secteur tertiaire s'élevait à 305 PJ en 1990 et à 315 PJ en 2000. La combustion de la biomasse en général et du bois en particulier est parfois promue comme moyen de réduire les émissions de gaz à effet de serre.
Transport automobile
Les carburants automobiles, particulièrement le diesel, contiennent des proportions significatives de HAP. Leur combustion est à l'origine de rejets de HAP. Les émissions de particules des véhicules diesel contiennent de fortes concentrations de HAP.
Le CITEPA estimait qu'en 1999 le transport était responsable de 5,5 % des émissions atmosphériques totales de HAP en France.
Tableau 8. Facteurs d'émission de HAP dues au transport routier (en g/km) (Source : CORINAIR, 2004)
Les facteurs d'émission varient grandement en fonction de la substance considérée et du type de véhicules. Les véhicules légers diesel IDI sont les plus gros émetteurs.
Sources non-thermiques
La créosote
La créosote peut contenir jusqu'à 85 % de HAP. Entre 20 et 40 % du poids total peut être attribué aux 16 HAP définis comme polluants prioritaires par l'EPA. Les niveaux de benzo(a)pyrène sont de l'ordre de quelques centaines de ppm [Royal Haskoning, 2003a].
Tableau 6. Proportion des créosotes en HAP (% en masse) [Source : Rayzal et al., 1998]
Les émissions de HAP sont surtout dues :
- aux fuites des récipients et des réacteurs dans lesquels sont contenus la créosote et traités les bois,
- à l'évaporation des composés volatils de HAP du bois traité,
- à l'égouttage du bois traité.
Lorsque le bois est stocké à l'horizontale, les HAP migrent à travers le bois ce qui aboutit aussi à des émissions. Les quantités rejetées dépendent du type de créosote, du bois et des méthodes de préservation utilisées [OSPAR, 2001b].
Des HAP sont émis également lorsque des bois traités sont incinérés.
D'après Holland et al. (2001), on estime à 46 kg les émissions atmosphériques de B[a]P dues au traitement du bois avec du carbolineum en 2010 en Europe.
Suite aux diverses applications du bois traité à la créosote, les HAP peuvent être émis par migration dans le bois, par évaporation et par lessivage dans le sol et dans les eaux de surface.
Dans le bois traité à la créosote, les composés de créosote ne sont pas liés aux fibres du bois mais elles migrent à l'intérieur de celui ci. Au soleil, le bois peut transpirer : la créosote apparaît à sa surface. Cela arrive lorsque le bois est saturé en créosote ou lorsque la créosote contient une forte proportion de composés volatils. [Braunschweiler, 1996]
Une étude britannique a montré que les HAP dominants dans la fraction volatile du bois traité à la créosote étaient le phénanthrène, le fluorène et le pyrène, qui sont parmi les HAP les moins toxiques. D'après cette même étude les émissions atmosphériques de HAP dues au bois traité à la créosote étaient estimées au Royaume Uni à environ 100 tonnes, c'est à dire dans le même ordre de grandeur que les émissions dues aux véhicules [Gevao et al., 1998].
Les fuites de créosote du bois vers le sol est un processus long. Une étude finlandaise estime que cela prend entre 5 et 10 ans. [Braunschweiler, 1996]
Les composés solubles dans l'eau de la créosote passent facilement dans les eaux. Des études ont montré que 70 à 80 % des HAP qui fuient dans les eaux et provenant de la créosote sont des naphtalènes et des composés à faible température d'ébullition, phénanthrène, acénaphtène [OSPAR, 2001b].
Les micro organismes sont susceptibles de dégrader biologiquement les HAP dans le sol. Les eaux de surface sont touchées par le lessivage des composés de la créosote solubles dans l'eau, tels que le phénanthrène, l'acénaphtène et le dibenzofurane. Du fait de leur faculté d'adsorption sur les particules, ils s'accumulent aisément dans les sédiments [OSPAR, 2001b].
Les goudrons de houille
Les goudrons de houille sont susceptibles de rejeter des HAP notamment lors de leur fin de vie, qu'ils soient éliminés ou valorisés.
Les eaux de ruissellement peuvent mobiliser les HAP par le lessivage des revêtements routiers. Elles peuvent également emporter les particules atmosphériques chargées d'HAP déposées au sol. Cependant les avis semblent divisés à ce sujet. Ainsi Hugener et al. (1999) contestent l'importance du relargage par lessivage des revêtements dont l'appréciation aurait été exagérée. En effet, le liant et les HAP eux mêmes sont faiblement solubles dans l'eau. En revanche, d'après Pépin (1998), des essais de percolation effectués sur des enrobés bitumineux concassés mettent en évidence un relargage significatif des HAP dans les premiers percolats.
L'impact sur l'environnement est tributaire des propriétés physico chimiques des HAP considérés, de l'abrasion des revêtements superficiels enduits de goudron et du lessivage des goudrons pris dans la masse des enrobés. Cet impact est non négligeable, mais peut être ralenti par la faible solubilité des liants hydrocarbonés et des HAP dans l'eau, mais également par la structure fermée à faible porosité des chaussées. [Brazillet et al., 2001]
Des émissions de HAP peuvent également avoir lieu lors des traitements en fin de vie des déchets routiers. Ainsi, lors du recyclage à chaud par exemple, de faibles teneurs en goudron peuvent déjà conduire à des émissions atmosphériques de HAP qui atteignent des valeurs supérieures à la limite d'exposition admissible [Brazillet, 2001]. Toute augmentation de 12 ° C de la température de traitement des enrobés provoque un doublement des émissions de substances nocives [Hugener, 1999].
Pneumatiques et caoutchouc
Les HAP peuvent être des constituants présents dans des huiles qui sont utilisées comme huiles de dilution dans la production de pneumatiques. L'huile de dilution est incorporée dans la matrice de caoutchouc et demeure incorporée dans le caoutchouc du pneu final. Par conséquent, cette huile de dilution peut être également présente dans les débris de pneumatiques.14
Des HAP peuvent être émis lors de la production des pneumatiques, lors de leur utilisation ou lors de leur élimination.
D'après le Comité scientifique sur la toxicité, l'écotoxicité et l'environnement (CSTEE), les HAP contenus dans les pneumatiques ne contribuent que très marginalement à la présence de HAP dans l'environnement : il estime que l'usure des pneus est responsable de moins de 2 % des émissions anthropogéniques totales de benzo(a)pyrène. L'usure des pneus contribue à environ 1 % des concentrations totales de HAP dans les sédiments (ils représentent environ 4 % des émissions automobiles de HAP, elles mêmes représentant environ 30 % de la concentration des sédiments en HAP). [CSTEE, 2003]
[14] Commission des communautés européennes (2004). Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l'utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final.
Boues de station d’épuration
D'après (Feix, 1995) cité par (Bernal, 2005), la teneur moyenne des boues de 40 stations d'épuration était en moyenne la suivante pour les principaux HAP :
Ces composés sont pour les 8 premiers d'entr eux, presque totalement abattus dans les eaux usées par les stations d'épuration, et sont en très grande partie transférés dans les boues (sauf naphtalène).
Émissions anthropiques totales
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Niveau national
25 installations françaises sont répertoriées dans la base de données française IREP comme émetteurs de HAP. Les installations les plus émettrices appartiennent aux secteurs du travail des métaux, de la raffinerie et de la chimie.
Tableau 10. Émissions de HAP des installations ICPE en France en 2004 (en kg) (Source : extrait de la base de données IREP)
Rhône-Alpes
Les effluents des 168 entreprises de Rhône Alpes ont été étudiés [DRIRE Rhône Alpes, 2001]. Dans ceux ci le flux de HAP s'élevait à 10 g.j-1 en 1993 et 55 g.j-1 en 1998 (13 établissements en rejetaient).
Tableau 11. Rejets industriels aqueux de HAP en Rhône-Alpes
Midi-Pyrénées
Lors d'une campagne de mesures effectuée en 1997 sur 90 établissements industriels de Midi Pyrénées, il a été mesuré un flux total de HAP de 87,29 g.j-1, sur 13 établissements. Le ratio PEC/PNEC est supérieur à 1 pour les établissements suivants : Aluminium Péchiney (09), Aluminium Péchiney (65). Le flux journalier est compris entre 100 g et 1 kg pour les établissements suivants : Grande Paroisse (31) et AP Lanemazan (65) [DRIRE Midi Pyrénées, 1998].
Poitou-Charentes
La DRIRE Poitou Charentes a publié en 1997 un inventaire des rejets de micropolluants dans 27 établissements industriels de la région. Sur les 30 points de rejet examinés, un seul point est concerné par des rejets de HAP : il s'agit de Leroy Somer à Angoulême, fabricant d'entraînements électromécaniques et électroniques pour l'industrie et fabricant/concepteur d'alternateurs (concentration : 6 cg.l-1) [DRIRE Poitou Charentes, 1998].
Émissions atmosphériques
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Les émissions de HAP proviennent d'une grande diversité de sources.
Les rejets dans l'environnement sont principalement atmosphériques. Les HAP sont généralement associés à des particules mais peuvent également être présents dans la phase gazeuse. (INERIS 2003)
Bien que les sources présentant la plus grande importance varient selon les pays, les principales sources sont les suivantes :
- produits de préservation du bois (bois traité à la créosote) ;
- combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans le secteur résidentiel (en particulier combustion domestique de bois) ;
- combustion incomplète de combustibles fossiles par les véhicules automobiles (surtout les véhicules diesel) ; les moteurs (particulièrement les moteurs diesels) rejettent des HAP généralement fixées sur les particules carbonées (fumées noires) ; cette pollution est accentuée par un mauvais entretien des véhicules et par l'absence de dispositif antipollution ;
- combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans les autres installations fixes (en particulier les installations petites ou anciennes); incinérateurs d'ordures ménagères ;
- quelques procédés industriels : production de goudron et d'asphalte, production de coke, craquage catalytique du pétrole.
On peut citer d'autres sources comme les matériaux de dragage, les rejets des installations offshore, la navigation et les déversements d'hydrocarbures (surtout pétrole brut) [OSPAR Commission, 2001a].
Bien que principalement anthropiques, les sources d'émission de HAP peuvent aussi être le fait de combustions naturelles (feux de forêt, activités volcaniques) [Palayer et al., 1997].
Tableau 12. Rejets atmosphériques de HAP en France (en tonnes) (Source : CITEPA / CORALIE / format SECTEN [Fontelle et al., 2005])
En France, d'après le CITEPA, les rejets atmosphériques de HAP sont causés essentiellement par le secteur résidentiel et tertiaire (92 % des émissions nationales en 1999) et, dans une moindre mesure, par le transport routier, l'agriculture et l'industrie manufacturière. Les émissions du secteur résidentiel/tertiaire sont essentiellement dues à la combustion de bois et de charbon.
[15] Selon les définitions de la CEE NU : les émissions répertoriées hors total ne sont pas incluses, à savoir les émissions maritimes internationales et le trafic aérien au dessus de 1 000 mètres.
Émissions vers les eaux
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Bilan des rejets dans les eaux
Les sources principales de présence de HAP dans l'eau semblent être les suivantes :
- les eaux de ruissellement en milieu urbain (par temps de pluie, il s'agit d'une cause majeure de pollution des eaux de surface ; il s'agit notamment du ruissellement sur les voiries, contaminées par la circulation automobile) ;
- les effluents urbains par temps sec ;
- les huiles usagées (pollution diffuse, due à des rejets et des fuites + rejet liquide dans la nature d'environ 40 % des huiles de vidange, soit 50 000 t.an-1) ;
- les dépôts atmosphériques (en 2003 EMEP estimait que la déposition de benzo(a)pyrène en France s'est élevée à 8 450 kg en 2001, dont 6 500 kg (77 %) en provenance de France) ;
- les marées noires et dégazages.
D'autres sources sont les suivantes :
- les effluents industriels (pratiques à risques : utilisation de produits de pyrolyse comme le goudron de houille, la créosote, le brai et noir de fumée, l'huile anthracénique ; le lavage des gaz de combustion ; le refroidissement des charbons lors de la production de coke) ;
- les canalisations d'eau potable antérieures à 1949 ;
- les activités pétrolières (hors marées noires), telles que l'extraction, les pertes naturelles des gisements de pétrole et le raffinage [Palayer et al., 1997].
Un bilan de campagnes de mesures nationales dans des rejets industriels a mis en évidence que les rejets dans l'eau de HAP seraient plus le fait des secteurs de la chimie (hors pharmacie et phytosanitaires) et dans une moindre mesure des textiles. (MEDD, 2005)
Rejets aqueux diffus
Thornthon et al. (2001) ont mesuré des concentrations en HAP, liées à la circulation automobile, dans des eaux de ruissellement urbaines, de l'ordre de 2 à 3 mg.l-1. Ils ont également cherché à estimer les teneurs en HAP dans les eaux d'assainissement urbaines. Ils donnent pour la France des teneurs de l'ordre de 0,05 à 0,44 cg.l-1 pour les influents et de 0,02 à 0,09 cg.l-1 pour les effluents.
Blanchard et al. (2001) ont étudié les concentrations en HAP dans plusieurs stations d'épuration des eaux de la région parisienne (notamment celle d'Achères) en 1998 et 1999. La présence de HAP semble être majoritairement due aux ruissellements d'eaux urbaines (eux mêmes chargés en HAP suite aux dépôts polluants des véhicules sur la chaussée) plutôt qu'aux dépôts atmosphériques.
Rejets dans l'environnement
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Remarque sur la mesure des HAP
La mesure des rejets de HAP ou des concentrations de HAP dans l’environnement est relativement difficile. En outre coexistent différents protocoles de mesure qui prennent en compte des groupes différents de HAP. Ces difficultés expliquent en partie la présence dans cette fiche de chiffres parfois contradictoires (le calcul des émissions de HAP par EPER et par le CITEPA par exemple).
Dans l’eau, les HAP sont généralement présents à l’état de ‘traces’, c’est-à-dire à des niveaux de concentration allant du nanogramme par litre à quelques dizaines de microgrammes par litre et leur concentration varie fortement dans le temps et dans l’espace.
La mise en évidence d’une contamination de l’environnement par les HAP nécessite donc souvent la mise en œuvre de techniques analytiques performantes. Actuellement les normes AFNOR en vigueur4 prévoient le dosage de six HAP par chromatographie liquide à haute performance et fluométrie. Parmi ces six HAP figurent le benzo(a)pyrène (le plus étudié pour sa toxicité) et le fluoranthène (le plus répandu dans l’environnement [Palayer et al., 1997]
Émissions de HAP par secteurs d'activité
Production de coke
D'après la Commission européenne (1996), une usine de production de coke rejette dans ses eaux usées environ 30 mg.l-1 de HAP, soit environ 0,3 kg/tonne de coke. Le traitement des eaux permet de faire baisser cette concentration à 0,003 – 0,2 mg.l-1. Le facteur d'émission global dans les eaux est de l'ordre de 0,001 kg de HAP par tonne de coke [Commission européenne, 1996 ; in Royal Haskoning, 2003a].
L'OMS IPCS (1998) indique une teneur en B[b]F de 3,8 mg/kg dans des boues résiduelles provenant de la cokéfaction du charbon. (INERIS 2004)
Sidérurgie et métallurgie
Des HAP sont émis lors de la production de coke mais également lors de son utilisation dans l'industrie sidérurgique.
En pratique industrielle courante, un haut fourneau consomme, par tonne de fonte, 1 700 kg de minerai aggloméré, 300 kg de coke, 150 kg de charbon et 40 m3 d'oxygène.12 La production mondiale d'acier est passée de 507 Mt en 1975 à 802 Mt en 2002.
Les émissions atmosphériques de HAP dans la sidérurgie peuvent aller de moins de 0,1 mg/t d'acier liquide pour la sidérurgie à l'oxygène à près de 1 000 mg/t d'acier liquide pour les installations d'agglomération.
Tableau 7. Émissions atmosphériques de HAP lors de la production de fer et d'acier (Source : BREF production sidérurgique, 2001)
La fusion de câbles de cuivre émet également des HAP. En effet la faible température de fusion (250 à 700 °C) rend la combustion incomplète, ce qui provoque l'émissions de HAP [United Nations Environment Programme, 2004].
Une autre source peut être importante dans certains et l'a sans doute été en France, la technique Söderberg dans l'industrie de l'aluminium de première fusion et les revêtements de coques des navires (au moins dans certaines régions). Cependant, d'après la fédération des métaux non ferreux, cette technique n'est plus utilisée en France depuis plusieurs années.
Raffinage de pétrole
L'OMS IPCS (1998) indique pour des raffineries de pétrole, une concentration de 1,3 g.m-3 de B[b]F dans les émissions gazeuses et une concentration pouvant atteindre 0,2 g.l-1 dans les eaux rejetées (après traitement). (INERIS 2004).
D'après le document BREF sur les raffineries, la concentration en HAP dans les effluents de leurs stations d'épuration en Europe est comprise entre 0.005 et 0.05 mg.l-1, en moyenne annuelle.(European Commission, 2003)
Les émissions de benzo(a)pyrène sont surtout des émissions fugitives lors des opérations de chargement et d'enfournement. Les gaz de sortie de production contiennent également des HAP mais sont soumis à des traitements secondaires. Des émissions fugitives peuvent également se produire lors de la production au travers des joints des portes des fours. Elles sont difficiles à éviter complètement à cause des conditions d'opération (expansion et contraction fortes, pressions élevées à l'intérieur des fours) [Holland et al., 2001].
Le Royal Haskoning (2003a) estimait qu'en France, il y a avait sept usines de production de coke, avec une capacité de production de 7 500 kt.an-1 et qu'elles émettaient 7,5 t.an-1 de HAP dans l'eau. Cette estimation des émissions est sans doute à revoir à la baisse puisque le nombre de cokerie et la production ont significativement baissé. D'après Holland et al. (2001), en France en 2010, huit usines produiront du coke. Leur production s'élèvera à 5 500 tonnes par an et elles émettront, en admettant qu'elles aient mis en place les MTD, 15 kg de benzo(a)pyrène par an.
[12] Yahoo ! Encyclopédie : http://fr.encyclopedia.yahoo.com/articles/do/do_4383_p0.html.
[13] Les valeurs supérieures proviennent des installations les plus anciennes.
Rejets par substance
La présence de benzo(b)fluoranthène dans l'environnement est uniquement anthropique, elle résulte de la combustion incomplète d'hydrocarbures ou de charbon. Le raffinage du pétrole, la cokéfaction du charbon et le trafic automobile constituent également des sources d'exposition importantes.
L'indéno(1,2,3 cd)pyrène est présent naturellement dans les combustibles fossiles, les huiles brutes, les huiles de schiste, dans les feuilles de diverses espèces d'arbres (concentrations comprises entre 26 et 234 g/kg) [HSDB, 2000], dans les feuilles de tabac (18 à 38 g/kg) [HSDB, 2000], dans le terreau et le fumier de cheval (respectivement à des concentrations de l'ordre de 5 g/kg et 50 g/kg) [Verschueren, 1996]. Il a d'autre part été détecté dans les algues. (INERIS 2004)
À titre indicatif, Verschueren (1996) cite les teneurs suivantes pour l'indéno(1,2,3 cd)pyrène :
- essence (suivant l'indice d'octane) : 40 g/kg à 2,9 mg/kg ;
- huile moteur (suivant durée d'utilisation) : 0,03 mg/kg à 83 mg/kg ;
- goudron de houille : 8 g/kg ;
- gaz d'échappement de moteurs à essence : 11 à 87 g.m-3 ;
- fumées d'incinérateurs d'ordures ménagères : 1,8 pg.m-3 après tour de lavage et précipitateur électrostatique, 10 g/kg dans les résidus ;
- condensats d'échappement des moteurs à essence : 268 Kg/g, 32 à 86 g.l-1itre d'essence consommé ;
- fumée de cigarette : 4 ng/cigarette. (INERIS 2004)
Evolution des rejets
Les émissions industrielles et commerciales de HAP devraient avoir beaucoup baissé en 2010. Des changements dans les produits demandés, notamment en ce qui concerne la préservation du bois, les toitures, le pavement des routes devraient réduire les émissions de HAP de ces activités à des niveaux insignifiants. La seule exception est le secteur des cokeries. Même en mettant en place les MTD, les émissions devraient rester significatives. D'après Holland (2001), il semble irréaliste d'envisager des réductions des émissions significatives au delà des MTD, à moins de fermer des usines [Holland et al., 2001].
Synthèse des rejets
Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, dérivés du pétrole, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.
Les rejets atmosphériques en France sont essentiellement dus à la combustion de bois et de charbon dans les secteurs résidentiel et tertiaire. D'autres rejets importants sont dus au transport automobile (surtout diesel) et à l'industrie (raffineries, dépôts d'hydrocarbures, cokerie et métallurgie, traitement des déchets, industrie du caoutchouc, chimie, etc.).
La présence dans les eaux est en grande partie provoquée par les mêmes sources, par le biais du ruissellement d'eaux en provenance de zones urbaines ou industrielles ou par celui de dépôts atmosphériques. D'autres sources de présence dans les eaux sont les rejets industriels directement dans les eaux, les huiles usagées, l'industrie du pétrole et ses à côtés (fonctionnement normal de l'industrie mais également marée noire et dégazages) et le traitement du bois à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (créosote).
Ces sources nombreuses et variées sont à l'origine d'une présence assez importante de HAP dans l'environnement, à la fois dans les eaux (surtout dans les sédiments et les matières en suspension) et dans les sols.
Pollutions historiques et accidentelles
La base de données BASOL du Ministère chargé de l'Environnement recense 1 460 sites pollués qui sont actuellement en cours d'évaluation ou de travaux de réhabilitation (c'est à dire des sites dont la pollution est avérée et a entraîné l'engagement d'actions de la part des responsables). Sur ces sites, 185, soit 13 %, sont pollués notamment à cause de la présence de HAP dans les eaux superficielles et/ou souterraines. À ces sites s'en ajoutent 19 qui sont toujours en activité et qui doivent faire l'objet d'un diagnostic.
Tableau 13. Sites pollués, eaux superficielles et/ou souterraines polluées par les HAP (Source : BASOL16)
Les pollutions sont majoritairement causées par des activités liées aux hydrocarbures, traitement ou dépôts (presque 40 %), et aux métaux (20 %).
[16] Consultation de la base de données le 11 juin 2004.
Présence environnementale
Atmosphère
FTE 2005 Importer
De 2001 à 2003, un programme pilote national de surveillance des HAP a été réalisé en France. Les principales conclusions en ont été les suivantes : (INERIS, 2004) :
[16] Consultation de la base de données le 11 juin 2004.
- La valeur cible préconisée par la directive fille pour le B(a)P (1 ng.m-3) n'est dépassée que très légèrement et sur un nombre très limité de sites.
- L'étude des concentrations obtenues pour les HAP totaux montre des valeurs de l'ordre de 80 ng.m-3 l'hiver et de 25 ng.m-3 durant l'été.
- Les résultats semblent montrer, que pour les sites choisis dans ce programme pilote, et pour toutes les saisons confondues, les plus fortes concentrations des HAP totaux sont observées pour les sites trafic suivies des sites urbains, et que les plus faibles concentrations sont obtenues pour les sites industriels.
Aquatique
FTE 2005 Importer
La présence de HAP dans les eaux de surface provient notamment du dépôt de particules en suspension dans l'atmosphère, des rejets de lixiviation des aires de stockage de charbon, des effluents des usines de traitement du bois et autres industries, de l'utilisation de composts et de fertilisants. (INERIS 2003)
Dans l'eau, les HAP sont généralement présents à l'état de 'traces', c'est à dire à des niveaux de concentration allant du ng.l 1 à quelques dizaines de cg.l 1 [Palayer et al., 1997].
Le caractère lipophile des HAP se traduit par une tendance à se fixer sur les fractions organiques des matières en suspension (MES) et sédiments. Cela explique que la présence des HAP est très marquée sur les MES alors qu'elle n'est pas visible dans la phase aqueuse. [Remillon, 2003]
Bassin Adour-Garonne
L'agence de l'eau Adour Garonne a publié en 1997 un rapport de synthèse des campagnes de mesure effectuées entre 1992 et 1996 [Agence de l'eau Adour Garonne, 1997]. Plusieurs stations sont contaminées, tant pour les sédiments que pour les matières en suspension (sur la Charente, sur la Dordogne, sur le Lot et sur la Garonne à l'aval de sa confluence avec le Lot). Sur ces stations, la contamination est durable avec un risque probable d'effets écotoxiques (valeurs supérieures à 9 cg/kg de poids sec dans les sédiments).
La station la plus contaminée, pour les sédiments comme pour les MES est sur le Lot : on y a mesuré dans les sédiments des valeurs supérieures à 1 000 cg/kg de poids sec en 1996 pour cinq HAP sur six recherchés, dont le benzo(a)pyrène. L'origine des HAP sur le Lot pourrait être liée à des apports anciens dus à l'activité passée de la fonderie de Fumel (eau de lavage des gaz de fumée). Les HAP peuvent avoir été stockés dans les sédiments du Lot et constituer une pollution rémanente malgré l'arrêt de l'activité industrielle.
Les fortes teneurs mesurées sur la Charente à l'aval d'Angoulême pourraient être liées aux activités industrielles très présentes dans cette agglomération.
Loire-Bretagne
Dans le bassin Loire Bretagne, les concentrations en micropolluants organiques autres que les pesticides sont souvent associées aux agglomérations et à des sources de contamination multiples comme certaines industries ou des activités de combustion et d'incinération : c'est le cas du benzo(a)pyrène dans l'Indre, le Loir et la Mayenne [RNDE, 1999].
Rhin-Meuse
Dans le bassin Rhin Meuse, les fortes contaminations en micropolluants organiques sont liées pour l'essentiel aux HAP et aux PCB. Ces substances sont détectées de manière quasi systématique dans les matières en suspension, confirmant le caractère ubiquitaire de ces polluants. Les fortes contaminations en HAP observées correspondent aux principaux apports connus, ponctuels (certaines activités industrielles) ou semi diffus (zones urbanisées) [RNDE, 1999].
Dans le bassin Rhin Meuse, pour la concentration en fluoranthène dans les matières en suspension, des dépassements significatifs du seuil retenu ont été mesurés, en particulier dans le bassin houiller [Remillon, 2003].
Pour les HAP en général, dans la phase aqueuse les valeurs sont généralement inférieures au seuil de détection. En revanche une forte présence des HAP a été constatée dans les matières en suspension [Remillon, 2003].
D'après Rémillon (2003), la famille des HAP est fortement produite dans le bassin, ce qui a plusieurs raisons :
- la présence d'industries chimique, pétrochimique et sidérurgique est à l'origine d'émissions significatives ;
- la forte pression du trafic automobile provoque des émissions atmosphériques qui se déposent ensuite sur les sols et les surfaces en eau. [Remillon, 2003]
Rhône-Méditerranée-Corse
D'après l'agence de l'eau Rhône Méditerranée Corse, les HAP sont la principale source de déclassement des cours d'eau sur le bassin.
Seine-Normandie
Les HAP sont omniprésents sur l'ensemble du bassin Seine Normandie notamment aux environs des grandes agglomérations urbaines, par exemple la région parisienne, l'Eure à l'aval de Chartres, le Loing à Montargis, la Vesle à l'aval de Reims ou encore les secteurs de Saint Lô et Caen [RNDE, 1999]. Les analyses effectuées, entre 1991 et 1995, sur des sédiments du bassin ont permis d'observer des fréquences de détection variant pour les six HAP de la norme AFNOR de 33 % à 87 % [Palayer et al., 1997].
Des mesures, effectuées en 1996 sur les boues de 15 stations d'épuration du bassin Seine Normandie (AESN, lab. Rouen 1996), ont permis de détecter (dans 100 % des cas) la présence des six HAP de la norme AFNOR. [Palayer et al., 1997]
La contamination de l'estuaire et de la baie de Seine par les HAP a été mise en évidence dans les compartiments dissous et particulaire, à des niveaux de concentrations élevés qui dépassent les critères d'évaluation écotoxicologiques fixés par OSPAR, et qui placent l'estuaire de la Seine parmi les sites les plus contaminés en Europe. Les zones urbaines, industrielles et portuaires de l'estuaire de l'estuaire amont sont à l'origine d'apports internes au système estuarien. Les empreintes caractéristiques des résidus de diesel, et celles classiques de processus de combustion à hautes températures ont été clairement identifiées [Tronczynski J. et al., 1999]
Terrestre
FTE 2005 Importer
Synthèse
FTE 2005 Importer
La multiplicité des sources fait que les HAP sont présents dans l'air, dans l'eau et dans les sols.
Perspectives de réduction
Réduction des rejets
FTE 2005 Importer
L'objectif de rejets anthropiques17 nuls semble extrêmement difficile à atteindre, au moins à court terme, notamment à cause de l'omniprésence et de l'importance des rejets. Les rejets atmosphériques liés au transport automobile ou au chauffage urbain semblent ainsi particulièrement difficiles à réduire significativement.
Une étude menée dans la région du Rhin en France a toutefois montré que le contrôle des polluants organiques des sources ponctuelles a été efficace pour réduire les niveaux de concentration : entre 1985 et 1996, la pollution en HAP et en polychlorobiphényles (PCB) a diminué de plus de 90 % [Thornthon et al., 2001].
[17] L'objectif de rejets totaux nuls semble impossible, à cause de rejets naturels : feux de forêts et de végétation, diagenèse de la matière organique dans les sédiments.
Réduction des émissions liées à l'utilisation de créosote
FTE 2005 Importer
L'OSPAR (2001b) propose un certain nombre de mesures pour empêcher les émissions de HAP du bois traité à la créosote:
- restrictions imposées à l'utilisation du bois traité à la créosote, remplacement du bois traité à la créosote par d'autres matériaux, etc. ;
- interdiction du bois traité à la créosote dans les constructions en contact avec des eaux de surface et avec des eaux phréatiques ;
- utilisation de mélanges modifiés à la créosote ;
- contrôle de la qualité (par exemple, tests de lessivage) des matériaux traités à la créosote ;
- manutention des matériaux traités à la créosote et des déchets correspondants dans les conditions voulues (stockage dans des lieux secs, etc).
Remplacer le bois traditionnellement traité à la créosote par du bois traité avec des mélanges modérés contribuera à réduire les émissions de HAP mais le remplacement par du bois traité avec un mélange protecteur au Cu Cr As n'est peut être pas nécessairement bénéfique du point de vue de l'environnement.
FTE 2005 Importer
L'OSPAR (2001b) propose un certain nombre de mesures pour empêcher les émissions de HAP du bois traité à la créosote:
- restrictions imposées à l'utilisation du bois traité à la créosote, remplacement du bois traité à la créosote par d'autres matériaux, etc. ;
- interdiction du bois traité à la créosote dans les constructions en contact avec des eaux de surface et avec des eaux phréatiques ;
- utilisation de mélanges modifiés à la créosote ;
- contrôle de la qualité (par exemple, tests de lessivage) des matériaux traités à la créosote ;
- manutention des matériaux traités à la créosote et des déchets correspondants dans les conditions voulues (stockage dans des lieux secs, etc).
Remplacer le bois traditionnellement traité à la créosote par du bois traité avec des mélanges modérés contribuera à réduire les émissions de HAP mais le remplacement par du bois traité avec un mélange protecteur au Cu Cr As n'est peut être pas nécessairement bénéfique du point de vue de l'environnement.
L'enregistrement des volumes annuels de créosote achetés aux fins de la préservation du bois, ou l'enregistrement des volumes annuels des ventes de bois traité à la créosote pourrait peut être être utile à la surveillance de l'efficacité des mesures de réduction des émissions de HAP. [OSPAR, 2001b]
Pour les déchets de bois traités à la créosote, le moyen le plus efficace de s'en débarrasser est sans doute la pyrolyse.
Un traitement associant une molécule de substitution d'origine végétale (anhydride succinique d'alkénoate de méthyle) et un traitement en autoclave est efficace pour des bois n'étant pas en contact avec le sol. Par contre, des recherches (projet en cours cofinancé par l'UE) sur le procédé sont encore nécessaires pour qu'il soit éventuellement efficace sur les bois en contact avec le sol (poteaux, traverses,…) (www.surfasam.com)
L'enregistrement des volumes annuels de créosote achetés aux fins de la préservation du bois, ou l'enregistrement des volumes annuels des ventes de bois traité à la créosote pourrait peut être être utile à la surveillance de l'efficacité des mesures de réduction des émissions de HAP. [OSPAR, 2001b]
Pour les déchets de bois traités à la créosote, le moyen le plus efficace de s'en débarrasser est sans doute la pyrolyse.
Un traitement associant une molécule de substitution d'origine végétale (anhydride succinique d'alkénoate de méthyle) et un traitement en autoclave est efficace pour des bois n'étant pas en contact avec le sol. Par contre, des recherches (projet en cours cofinancé par l'UE) sur le procédé sont encore nécessaires pour qu'il soit éventuellement efficace sur les bois en contact avec le sol (poteaux, traverses,…) (www.surfasam.com)
Goudron
FTE 2005 Importer
Il existe des substituts au goudron pour fabriquer des enrobés bitumineux routiers. En Suisse ou aux Pays Bas notamment, l'usage du goudron n'a plus cours [Brazillet, 2001].
Pollution automobile
FTE 2005 Importer
La lutte contre les émissions de HAP par les véhicules automobiles est très liée à la réduction des émissions de polluants atmosphériques de ce secteur plus généralement (NOx, COV, SO2, CO, PM). Les mesures envisageables sont donc les mêmes que pour d'autres politiques visant les émissions du transport routier. Il peut s'agir de réduction des émissions unitaires des véhicules (carburants alternatifs, promotion des véhicules répondant à des normes Euro plus sévères, amélioration de l'efficacité énergétique, réduction du poids des véhicules) ou de mesures de réduction du nombre de véhicules.kilomètres (incitation au transfert modal, taxation de l'usage de la route, etc.). Ces mesures sont déjà étudiées dans d'autres cadres : mise en place de la directive Plafonds nationaux d'émission, Plans de déplacements urbains (PDU), Plans régionaux de la qualité de l'air (PRQA), Plan national santé environnement (PNSE), etc.
Chauffage domestique
FTE 2005 Importer
Pour réduire les émissions de HAP provenant de la combustion domestique, il est possible de modifier quatre éléments [voir notamment OSPAR, 2001c] :
- Les appareils de combustion.
- La taille (rendement nominal) des appareils de combustion doit impérativement correspondre à l'essentiel des besoins de production d'énergie, quoique les petits appareils de chauffage ménagers brûlant du combustible minéral conservent leur efficacité sur un large éventail de rendements.
- Remplacement des vieux appareils de combustion par des appareils neufs à la combustion plus efficace.
- Installation de réservoirs accumulateurs aux vieilles chaudières de manière à augmenter le rendement de la combustion.
- Remplacement des appareils brûlant du bois ou du charbon par des appareils fonctionnant au mazout ou au gaz ou par d'autres dispositifs de production d'énergie, tels que des capteurs solaires.
- Le combustible.
- Utilisation de combustible propre et sec (pas de brûlage de bois traité ou d'ordures ménagères). Du bois humide ou contenant des moisissures requiert plus d'énergie : la combustion perd environ 1 % en efficacité (à cause de l'énergie perdue à cause de l'évaporation) pour chaque 10 % de moisissure contenue dans le bois (Holland et al., 2001).
- Utilisation d'un combustible d'une qualité et d'une taille homogène.
- Changement de combustible, passage au fioul, au gaz, etc.
- Le fonctionnement et l'entretien de la combustion des appareils.
- Allumage rapide de l'appareil.
- Chargement fréquent en combustible pour maintenir le rendement à son maximum.
- Éviter de charger insuffisamment et de trop charger.
- Aspiration de l'air réglé pour obtenir des conditions optimales à la combustion.
- Nettoyage régulier de la cendre pour améliorer le flux d'air.
- Éteindre le feu au lieu de le laisser mourir.
- Ramonage régulier des cheminées et entretien/nettoyage régulier de l'appareil.
- Dépôt en lieu sûr de la suie et de la cendre volante.
- Meilleure isolation thermique des locaux à chauffer.
Il est possible de réduire de 45 % les émissions de HAP en utilisant un poêle optimisé par rapport à un poêle ordinaire. Cette optimisation peut jouer sur l'isolation thermique pour permettre au poêle d'atteindre rapidement sa température optimale de fonctionnement, sur les quantités d'air en jeu, etc. [Holland et al., 2001]
Des techniques plus avancées permettent de réduire encore davantage les émissions de HAP : certaines installations de combustion de bois gèrent automatiquement l'arrivée de combustibles, sous la forme de granules de bois. Ces technologies risquent toutefois de pénétrer le marché lentement, si elles le pénètrent [Holland et al., 2001].
Administrativement les mesures envisageables sont les suivantes :
- Information et sensibilisation des populations (bonnes pratiques).
- Incitations fiscales ou autres à la mise en place d'installations plus performantes (subventions aux appareils de chauffage certifiés, accord négocié avec les fabricants ou les importateurs, etc.).
- Interdiction de la combustion domestique, tout particulièrement dans les zones fortement polluées et peuplées (par exemple création de zones de contrôle des fumées, dans lesquelles seuls des combustibles et des appareils n'émettant pas de fumée, conformes à certaines normes, peuvent être utilisés).
Le monoxyde de carbone (CO) est un indicateur de l'efficacité de la combustion et est aussi un paramètre des processus de combustion. Les réglementations nationales du Danemark, de l'Allemagne, de la Norvège et de la Suède comportent des dispositions différentes, interdisant le brûlage de certains matériaux ou indiquant des plafonds d'émission de CO, de particules ou de carbone organique à l'état gazeux en fonction de diverses unités, par exemple de combustible consommé ou de gaz émis.
La pénétration des nouveaux poêles en 2010 devraient atteindre 20 et 60 % dans l'Europe des 21 [Holland et al., 2001].
Limitation des rejets industriels
FTE 2005 Importer
Techniques de traitement dans les effluents aqueux industriels (et urbains)
Un traitement épuratoire des rejets aqueux met généralement en jeu trois processus majeurs d'élimination des polluants organiques, dont les HAP (Marchand, 1989) :
- l'élimination par adsorption sur les matières en suspension (MES) au stade de la décantation primaire et sur les boues activées ;
- l'élimination par entraînement gazeux durant l'aération prolongée du traitement biologique secondaire ;
- l'élimination par dégradation bactérienne durant le traitement biologique secondaire.
Compte tenu du fait qu'en milieu aqueux les HAP présentent une très forte affinité pour les MES, il est possible de calquer leur taux d'abattement sur celui des MES.
Pour les MES, la simple décantation primaire permet un taux d'abattement moyen d'environ 50 %. Les rendements d'épuration les plus importants (98 %) sont observés dans les stations pratiquant un traitement biologique secondaire.
D'après le Royal Haskoning (2003b), les meilleures techniques disponibles pour éliminer les HAP des eaux usées sont les suivantes :
- séparation de l'huile et de l'eau avec un cyclone, de la micro filtration ou un séparateur API (American Petroleum Institute), lorsque l'on peut s'attendre à de grandes quantités de pétrole libre ou d'hydrocarbures ; sinon on peut utiliser comme alternative l'intercepteur à plaques parallèles et l'intercepteur à plaque ondulée ;
- micro filtration, media filtration granulaire ou flottaison des gaz ;
- traitement biologique.
Pour le traitement de l'eau destinée à la consommation humaine, les techniques de clarification sont efficaces mais pas toujours suffisantes. Les HAP résiduels sont alors éliminés par les procédés suivants :
- l'ozonation (conditions habituelles d'utilisation : de 1 à 4 mg.l-1 pour un temps de contact allant de 4 à 10 mn) :
- l'adsorption sur charbon actif en poudre (CAP) ou en grain (CAG) ;
- les procédés d'oxydation avancée. [Agence de l'eau Loire Bretagne, 1996 ; in Palayer et al., 1997]
Production de coke
Le BREF concernant la production sidérurgique (2001) décrit les MTD pour éliminer les HAP des eaux usées.
Un traitement biologique des eaux résiduaires avec nitrification/dénitrification intégrées permet notamment d'obtenir des rejets de HAP (6 Borneff) inférieurs à 0,05 mg.l-1 (concentration basée sur un débit spécifique d'eaux résiduaires de 0,4 m3/t de coke).
Lorsque les eaux rejetées contiennent du goudron, cela peut poser des problèmes au niveau du traitement biologique des eaux usées. En particulier la présence de HAP dans le goudron peut poser problème dans la mesure où les HAP peuvent avoir un effet toxique sur les micro organismes dans la boue activée et sont relativement difficiles à dégrader. Il est donc conseillé de retirer le goudron des eaux usées avant le traitement biologique de l'eau. Il peut être retiré grâce à l'ajout de produits chimiques coagulants puis par la séparation des précipités au moyen d'une des techniques suivantes :
- sédimentation gravitationnelle suivie d'une filtration ;
- centrifugation des eaux de charbon suivie par une filtration ;
- flottaison suivie par une filtration.
Un tel traitement permet de retirer l'essentiel du goudron des eaux usées. [BREF sidérurgie, 2001]
Un autre moyen de retirer le goudron est d'utiliser un filtre tambour rotatif sous vide recouvert de poudre de bois. Ce système permet de diminuer la concentration en HAP avant le traitement biologique. Cependant le filtre à poudre de bois a été remplacé en 1998 par une filtration dans le sable qui atteint le même taux d'élimination des HAP. [BREF sidérurgie, 2001]
D'après Holland (2001), même en appliquant les MTD, les cokeries continueraient à émettre des quantités significatives de benzo(a)pyrène. On ne connaît malheureusement pas de techniques plus performantes que les MTD pour limiter les émissions de HAP des cokeries.
Les autres solutions théoriquement envisageables sont :
- de délocaliser la production de coke (dans des zones faiblement peuplées) [c'est surtout valable pour éviter trop de rejets atmosphériques près des habitations, éviter des points chauds ; pour les rejets dans l'eau c'est sans doute moins pertinent] ;
- d'interdire la production de coke et d'en importer [Holland et al., 2001], ce qui n'est pas une solution réellement acceptable d'un point de vue économique.
- Bref, il ne semble actuellement pas exister de solution simple au problème de la pollution en HAP par les cokeries.
Éléments de coûts pour certains moyens de réduction des émissions
Combustion domestique
D'après l'expérience du TNO MEP, le coût supplémentaire dû à l'optimisation d'un poêle est de l'ordre de 10 à 15 %. En considérant un coût de production moyen de 500 €, cela représente un coût supplémentaire de 70 € par poêle. Cela n'entraîne a priori pas d'augmentation des coûts de maintenance ou des consommations d'énergie [Holland et al., 2001].
Remplacer les cheminées ouvertes par des poêles coûte environ 500 € par poêle [Holland et al., 2001].
Pollution automobile
Les émissions unitaires de polluants atmosphériques du transport routier ont été beaucoup réduites depuis plusieurs décennies. Les réduire davantage, notamment celles de HAP, atteint des coûts à la quantité de polluant non émis très élevés. Il est de ce fait nécessaire d'étudier les politiques de réduction supplémentaires dans un cadre multi polluants, mêlant de préférence pollution atmosphérique et effet de serre [Brignon et al., 2002].
Alternatives aux usages
Produits de substitution pour les pneumatiques
FTE 2005 Importer
L'industrie pétrolière et celle du caoutchouc cherchent des substituts aux HAP dans les pneumatiques. D'après les compagnies pétrolières, il existe principalement deux huiles alternatives possibles : les MES (Mild Extract Solvate) et les TDAE (Treated Distillate Aromatic Extracts). Il n'est pas encore certain qu'ils puissent servir de substituts complets : d'une part la question de leur disponibilité se pose ; d'autre part il n'est pas certain qu'ils permettent d'atteindre les mêmes qualités en termes d'adhérence au sol.
Les membres de l'Association européenne de l'industrie du caoutchouc (BLIC) font des essais depuis 1996 avec des huiles sans HAP. Ils utilisent maintenant des huiles sans HAP pour plusieurs segments de marché (principalement les pneus de camion et les pneus neige pour voitures).
Les producteurs européens de pneus ont annoncé publiquement en juin 2003 qu'ils adoptaient une approche dictée par le principe de précaution. Ils se sont engagés à éliminer l'utilisation d'huiles de dilution riches en HAP. Cette substitution est complexe et ne sera pas achevée avant décembre 2009. [BLIC, 2004]
Conclusion
FTE 2005 Importer
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques, ou HAP, sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosotes utilisées pour la préservation du bois, dérivés du pétrole, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.
Les rejets atmosphériques en France sont essentiellement dus à la combustion de bois et de charbon dans les secteurs résidentiel et tertiaire. D'autres rejets importants sont dus au transport automobile (surtout diesel) et à l'industrie (raffineries, dépôts d'hydrocarbures, cokerie et métallurgie, traitement des déchets, industrie du caoutchouc, chimie, etc.).
La présence dans les eaux est en grande partie provoquée par les mêmes sources, par le biais du ruissellement d'eaux en provenance de zones urbaines ou industrielles ou par celui de dépôts atmosphériques. D'autres sources de présence dans les eaux sont les rejets industriels directement dans les eaux, l'épandage de boues de stations d'épuration, les huiles usagées, l'industrie du pétrole et ses à côtés (fonctionnement normal de l'industrie mais également marée noire et dégazages) et le traitement du bois à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (créosote).
Ces sources nombreuses et variées sont à l'origine d'une présence assez importante de HAP dans l'environnement, à la fois dans les eaux (surtout dans les sédiments et les matières en suspension) et dans les sols.
L'objectif de rejets anthropiques nuls semble extrêmement difficile à atteindre, au moins à court terme, notamment à cause de l'omniprésence et de l'importance des rejets. Les rejets atmosphériques liés au transport automobile ou au chauffage urbain semblent ainsi particulièrement difficiles à réduire. En outre les cokeries, même si elles appliquaient les meilleures techniques disponibles actuelles, resteraient significativement émettrices de HAP.
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Dernière vérification le 18/04/2024
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