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1,4-dichlorobenzène (106-46-7)
Informations générales
Dernière vérification le 29/03/2024
Identification
Numero CAS
106-46-7
Nom scientifique (FR)
1,4-Dichlorobenzène
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (FR)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
203-400-5
Code SANDRE
1166
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C6H4Cl2 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
c(ccc(c1)Cl)(c1)Cl
Classification CLP
Type de classification
Harmonisée
ATP insertion
CLP00
Description de la classification
Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP
H319
H351
H400
H410
| Mention du danger - Code | H319 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Provoque une sévère irritation des yeux |
| Classe(s) de dangers | Lésions oculaires graves/irritation oculaire |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H351 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Susceptible de provoquer le cancer (indiquer la voie d'exposition s'il est formellement prouvé qu'aucune autre voie d'exposition ne conduit au même danger) |
| Classe(s) de dangers | Cancerogénicité |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H400 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Très toxique pour les organismes aquatiques |
| Classe(s) de dangers | Danger pour le milieu aquatique |
| Libellé UE du danger | - |
| Mention du danger - Code | H410 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Très toxique pour les organismes aquatiques, entraîne des effets à long terme |
| Classe(s) de dangers | Danger pour le milieu aquatique |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
Règlementations
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
147.01 g/mol
Tableau des paramètres
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Bibliographie
Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 29/03/2024
Matrices
Atmosphère
FDTE/VTR Importer Sa demi-vie de volatilisation à partir d’une rivière modélisée (1 mètre de profondeur, courant de 1 m/s, vitesse du vent de 3 m/s) est estimée à environ 4 heures. Pour un lac modélisé (1 m de fond, courant de 0,05 m/s et vent de 0,5 m/s), elle est de 120 heures. La possibilité de volatilisation du 1,4-dichlorobenzène à partir de sol humide doit aussi être prise en considération.
Milieu eau douce
Volatilisation :
D'après la constante de Henry, on peut conclure que le 1,4-dichlorobenzène est volatile et sera principalement présent dans le compartiment atmosphérique. (E.C., 2004a)
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Milieu sédiment eau douce
Adsorption :
D'après la valeur de Koc du 1,4-dichlorobenzène (450 L.kg-1), on peut conclure que cette substance est peu mobile dans les sols. En effet, le 1,4dichlorobenzène va avoir tendance à s'adsorber sur les sols, les particules en suspension ainsi que sur les sédiments. (E.C., 2004a)
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Milieu terrestre
FDTE/VTR Importer D’après la valeur du Koc, le 1,4-dichlorobenzène est moyennement à peu mobile dans les sols.
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Persistance
Biodégradabilité
Biodégradabilité :
D'après les études réalisées, le 1,4-dichlorobenzène peut être considéré comme facilement biodégradable. (E.C., 2004a)
FDTE/VTR Importer Quelques résultats seulement de tests standards, où la minéralisation est déterminée, sont disponibles : Calamari et al. (1982) ont testé la dégradation de 8 et 40 mg/L de 1,4-dichlorobenzène par une boue primaire. Le test est comparable à un test MITI (I). La dégradation du 1,4-dichlorobenzène à une concentration de 8 mg/L atteint 0 % après 14 jours, 80 % après 28 jours. A la concentration de 40 mg/L, le taux de dégradation après 28 jours est seulement de 30 % (il se peut que le 1,4-dichlorobenzène soit toxique pour les boues à cette concentration). La publication ne précise pas si le critère de la fenêtre des 10 jours a été respecté ou pas. Cependant, en reportant les résultats sur un graphe, il apparaît clairement que plus de 60 % ont été dégradés 10 jours après avoir atteint 10 % de biodégradation à 8 mg/L. Un essai en flacon fermé (OCDE ligne directrice D) réalisé par Topping (1987) montre 1,4 % de dégradation après 8 jours, 49,5 % après 15 jours et 67 % après 28 jours. La disparition de la substance a été confirmée par une analyse spécifique du 1,4-dichlorobenzène, 1,5-dichlorophénol et du 4-chorophénol. Le seuil des 60 % prescrit par la ligne directrice a été passé. Du fait d’un manque de résultat intermédiaire, il n'est pas possible de savoir si la fenêtre des 10 jours a été respectée ou pas Dans ces deux tests, le seuil des 60 % a été passé alors que le critère de la fenêtre des 10 jours n'a été observé que pour un seul. Néanmoins, le 1,4-dichlorobenzène peut être classé comme "facilement biodégradable".
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Dégradabilité abiotique
Hydrolyse :
Aucune donnée expérimentale sur la dégradation du 1,4-dichlorobenzène par hydrolyse n'est disponible. Cependant, d'après sa structure moléculaire, aucune hydrolyse n'est attendue. (E.C., 2004a)
Photolyse :
Pas d'information disponible.
FDTE/VTR Importer D'après sa structure moléculaire, aucune hydrolyse n'est attendue. Dans l’atmosphère, le 1,4-dichlorobenzène réagit principalement avec les radicaux hydroxyles. Cette réaction étant assez lente, il a tendance à diffuser largement.
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Milieu eau douce
FDTE/VTR Importer Il n'y a pas de tests disponibles sur la biodégradation du 1,4-dichlorobenzène en eaux de surface.
Milieu sédiment eau douce
FDTE/VTR Importer Pour les sédiments, il n'y a pas de résultats disponibles de tests standardisés sur la biodégradation.
Milieu terrestre
FDTE/VTR Importer Pour le sol, il n'y a pas de résultats disponibles de tests standardisés sur la biodégradation. Plusieurs tests avec des colonnes de sol recouvert d'eau indiquant que le 1,4-dichlorobenzène est dégradé sont disponibles. Mais aucun taux de dégradation ne peut être extrapolé à partir de ces tests.
Bioaccumulation
Organismes aquatiques
FDTE/VTR Importer Les résultats des tests de bioaccumulation sur poissons obtenus varient de 55 à 1 400. Les conditions de tests ne sont pas disponibles en détail pour tous les tests.
Une valeur maximaliste de 296 a été utilisée par la Commission Européenne (CE, 2001).
Remarque : Le BCF calculé à partir du Kow et d’une relation (Q)SAR telle que proposée par la Commission Européenne (CE, 1996) serait de 154.
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Organismes terrestres
FDTE/VTR Importer Aucun résultat d’essai valide n’a pu être trouvé dans la littérature.
Conclusion sur la bioaccumulation
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
FDTE/VTR Importer L'ensemble des informations et des données toxicologiques provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (OMS IPCS, 1991 ; IARC, 1987, 1999 ; ATSDR, 1993, 1998 ; Commission Européenne, 2000). Les références bibliographiques sont citées pour permettre un accès direct à l'information scientifique mais n'ont généralement pas fait l'objet d'un nouvel examen critique par les rédacteurs de la rubrique.
Toxicocinétique
Chez l'homme
Absorption
FDTE/VTR Importer Les caractéristiques physico-chimiques du 1,4-dichlorophénol (faible solubilité dans l’eau, forte liposolubilité) suggèrent qu’il sera rapidement absorbé par les différentes voies.
Distribution
FDTE/VTR Importer L’organe de stockage du 1,4-dichlorobenzène est le tissu graisseux (Morita et Ohi, 1975 ; Morita et al., 1975 ; US EPA, 1986 ; Hawkins et al., 1980). Le 1,4-dichlorobenzène est également retrouvé dans le foie et le lait (Jan, 1983 ; Sumino, 1988).
Métabolisme
FDTE/VTR Importer Le principal métabolite urinaire du 1,4-dichlorobenzène est le 2,5-dichlorophénol. Le 1,4-dichlorobenzène est éliminé sous forme d’acides glucurono ou sulfo-conjugué (Halowell, 1959).
Élimination
FDTE/VTR Importer Une élimination par le tractus respiratoire est également rapportée (Wallace et al., 1989 ; Hill et al., 1989).
Chez l'animal
Absorption
FDTE/VTR Importer La principale voie d’absorption est la voie orale. 100 % de la dose administrée sont absorbés par voie orale et 20 % par inhalation dans les 3 heures suivant l’exposition (Hawkins et al., 1980 ; US EPA, 1985 ; US EPA, 1987).
Distribution
FDTE/VTR Importer Le 1,4-dichlorobenzène est également présent à de fortes concentrations dans le foie et les reins. Enfin, des quantités mesurables de 1,4-dichlorobenzène sont retrouvées dans le sang, les poumons, le cœur, les muscles, les gonades et le cerveau (Kimura et al., 1979 ; Hawkins et al., 1980).
Métabolisme
FDTE/VTR Importer Au niveau hépatique, le 1,4-dichlorobenzène est un inducteur de la cytochrome C réductase, des cytochromes P450, de l’EPN-détoxification (O-éthyl O-p-nitrophényl phénylphosponothiolate), de la glucuronyl transférase, de la benzopyrène hydroxylase, de l’azoréductase, de l’aminopyrine déméthylase et de l’aniline hydroxylase (Carlson et Tardiff, 1976 ; Oesch et al., 1973).
Élimination
FDTE/VTR Importer Le 1,4-dichlorobenzène est éliminé dans les fécès ou dans l’air expiré. Il a également été montré qu’une réabsorption par circulation entéro-hépatique est possible, ainsi qu’une excrétion biliaire essentiellement sous la forme de glucuronide du 2,5-dichlorophénol (Hawkins et al., 1980 ; Hissink et al., 1997). Environ 40 % du 1,4-dichlorométhane administré en une dose par voie orale sont éliminés dans les urines en 3 jours chez le rat mâle et femelle (Klos et Dekant, 1994). Les principaux métabolites urinaires chez le rat sont le 2,5-dichlorophényl méthyl sulfoxyde et le 2,5-dichlorophényl méthyl sulfone. Chez le lapin, il se forme du 2,5-dichloroquinol (HSDB, 1998).
Toxicité aiguë
Chez l'homme
Inhalation
FDTE/VTR Importer Lors de l’exposition par inhalation, des vertiges, des malaises, des maux de tête, des nausées, des vomissements, des engourdissements, des bouffées de chaleur et des difficultés d’élocution sont rapportées (Cotter, 1953 ; Miyai et al., 1988).
Voie orale
FDTE/VTR Importer Une anémie hémolytique accompagnée d’une méthémoglobinémie puis d’un ictère au 4e jour est rapportée chez un enfant de 3 ans ayant ingéré des boules antimites (Halowell, 1959).
Voie cutanée
FDTE/VTR Importer Le 1,4-dichlorobenzène est un très léger irritant de la peau et des yeux (Waligren, 1953). Des pétéchies et purpura sont rapportés chez un homme de 69 ans exposé pendant 3 semaines au 1,4-dichlorobenzène à son domicile (Nalbandian et Pearce, 1965).
Chez l'animal
Inhalation
FDTE/VTR Importer Unemura et al. (1989) ont administré du 1,4-dichlorobenzène par inhalation à des rats (125 ou 500 ppm (765 ou 3 050 mg/m3)) pendant 24 heures ; un autre groupe a reçu par gavage 500 mg/kg de 1,4-dichlorobenzène. Dans le groupe exposé par inhalation, on observe des signes d’atteinte rénale : éosinophilie, desquamation des épithéliums tubulaires, élévation des taux sanguins d’urée. On constate aussi une augmentation de la TGO et de la gamma-GT.
Le 1,4-dichlorobenzène induit des altérations du métabolisme des porphyrines lors d’expositions aiguës à de fortes doses, ce qui induit une augmentation de l’excrétion des porphyrines, essentiellement les coproporphyrines et les uroporphyrines, qui sont considérées comme des indicateurs de l’atteinte hépatique. Lors de l’exposition par voie orale, des cas de porphyries sévères sont mentionnés pour des expositions de 5 jours à 770 mg/kg/j (Rimington et Ziegler, 1963).
Voie orale
FDTE/VTR Importer La DL50 du 1,4-dichlorobenzène par voie orale chez le rat est supérieure à 2 000 mg/kg (Gardner, 1987). La DL50 du 1,4-dichlorobenzène par voie dermique chez le rat est supérieure à 2 000 mg/kg (Gardner, 1987). La CL50 du 1,4-dichlorobenzène par inhalation chez le rat est supérieure à 5,07 mg/L (845 ppm)(Hardy et Javkson, 1987).
Une dose de 4 000 mg/kg chez le rat ou de 2 800 mg/kg chez le cobaye induit 100 % de mortalité (Hollingsworth et al., 1956). Une dose unique de 1 000 mg/kg administrée par gavage chez le rat, ou de 1 600 mg/kg chez le cobaye, n’induit pas la mort des animaux (Hollingsworth et al., 1956).
Des rats mâles et femelles et des souris ont reçu 0, 150, 300 ou 600 mg/kg/j de 1,4-dichlorophénol pendant 4 jours (Umemura et al., 1992). Dans le groupe de rats mâles exposés à 300 mg/kg, on constate une augmentation de la prolifération cellulaire au niveau des cellules épithéliales proximales des tubules rénaux. Dans tous les groupes exposés, il existe une augmentation de la prolifération des cellules hépatiques.
Voie cutanée
FDTE/VTR Importer Le 1,4-dichlorobenzène est un très léger irritant de la peau et des yeux chez le lapin (Maertins, 1988).
Toxicité à dose répétées
Effets généraux
Chez l'homme
Toutes voies
Inhalation
FDTE/VTR Importer Un cas de granulomatose pulmonaire a été décrit chez une femme de 53 ans abusant du 1,4-dichlorobenzène par inhalation depuis 3 ans. Une biopsie pulmonaire montre des cristaux similaires à du 1,4-dichlorobenzène. Il est possible qu’il s’agisse d’un effet lié à la nature physique du dépôt plus qu’à sa nature chimique (Weller et Crellin, 1953). Des atteintes hépatiques sont rapportées lors de l’exposition par inhalation chez l’homme. Il s’agit d’ictère, de cirrhose et d’atrophie hépatique pour des durées d’exposition comprises entre 1 et 18 mois, les niveaux d’exposition ne sont pas rapportés (Cotter, 1953). Une étude suggère une atteinte du système immunitaire. Celle-ci montre la présence de taches marbrées et de décolorations cutanées chez une jeune femme de 19 ans ayant ingéré 4 à 5 boules d’antimite à base de 1,4-dichlorobenzène par jour pendant 2,5 ans (Frank et Cohen, 1961). Une étude réalisée chez 58 salariés exposés professionnellement au 1,4-dichlorobenzène pour une période allant de 8 mois à 25 ans pour des niveaux d’exposition de 80 à 160 ppm a mis en évidence des irritations nasales et oculaires (Hollingsworth et al., 1956). Dans cette étude les niveaux de détection de l’odeur sont estimés entre 15 et 30 ppm, ces odeurs sont ressenties comme gênantes entre 30 et 60 ppm. Des irritations oculaires et nasales sont rapportées dès 50 à 80 ppm mais les niveaux de détection peuvent être plus élevés chez des sujets régulièrement exposés au 1,4-dichlorobenzène.
Voie orale
FDTE/VTR Importer Une anémie sévère a été observée chez une jeune femme de 21 ans qui a ingéré 1 à 2 blocs de désodorisant d’ambiance par semaine pendant toute sa grossesse. Les effets observés sont une anémie hypochrome, microcytaire, avec une polychromasie excessive, une hyper-segmentation nucléaire marginale des polynucléaires et la présence de corpuscules de Heinz dans les hématies. Les effets ont diminué progressivement après l’arrêt de l’exposition. L’enfant est né sans trouble hématologique (Campbell et Davidson, 1970).
Voie cutanée
FDTE/VTR Importer Une étude suggère une atteinte du système immunitaire.Celle-ci correspond à des manifestations cutanées de type purpura et pétéchies chez un homme âgé de 69 ans et exposé par inhalation au 1,4-dichlorobenzène pendant 3 semaines (Nalbandian et Pearce, 1965).
Chez l'animal
Toutes voies
FDTE/VTR Importer Différentes études réalisées chez l’animal font mention d’atteintes hépatiques aussi bien lors d’expositions par ingestion que par inhalation.
Inhalation
FDTE/VTR Importer Effets respiratoires:
Les rares études ayant cherché à identifier les effets respiratoires du 1,4-dichlorobenzène lors d’exposition par inhalation montrent des altérations mineures pour des concentrations élevées. Une exposition pendant 16 jours à 173 ppm (1 060 mg/m3) de 1,4-dichlorobenzène induit un œdème interstitiel, une congestion et une hémorragie alvéolaire chez le rat mâle, le cobaye femelle et le lapin femelle. Une congestion et un emphysème sont également observés chez le lapin exposé 12 semaines à 798 ppm (4 880 mg/m3) de 1,4-dichlorobenzène (Hollingsworth et al., 1956).
Effets hépatiques:
L’exposition par inhalation pendant 5 à 7 mois chez rat ou du cobaye à des niveaux d’expositions compris entre 158 et 341 ppm (965 et 2 084 mg/m3) conduit à une hépatomégalie, une dégénérescence granulaire, une légère cirrhose, une nécrose localisée et une dégénérescence graisseuse hépatique. Ces effets ne sont pas retrouvés pour des expositions à des concentrations plus faibles, ce qui permet de définir à partir de cette étude un NOAEL de 96 ppm (577 mg/m3)(Hollingsworth et al., 1956). Des lapins ont reçu des doses de 1,4-dichlorobenzène de 500 ou 1 000 mg/kg/j, 5 jours par semaine pendant 219 jours. Dans le groupe exposé à 500 mg on a observé des lésions hépatiques (Hollingsworth et al., 1956).
Une autre étude réalisée chez le rat Wistar pour une exposition de 1,5 ans (5 heures par jour, 5 jours par semaine) à 500 ppm (3 050 mg/m3) de 1,4-dichlorobenzène a montré une augmentation pondérale hépatique non associée à d’autres pathologies hépatiques. Dans cette étude, le NOAEL est estimé à 75 ppm (460 mg/m3) pour les deux sexes (Riley et al., 1980a).
Effets rénaux:
Contrairement aux données rapportées chez l’homme, l’exposition au 1,4-dichlorobenzène par voie orale ou par inhalation induit des altérations rénales chez l’animal. Lors de l’exposition par inhalation, une augmentation pondérale rénale est rapportée chez le rat mâle pour une exposition à 158 ou 341 ppm pendant 5 à 7 mois. Ces effets ne sont pas retrouvés chez la femelle (Hollingsworth et al., 1956).
Voie orale
FDTE/VTR Importer Effets hématologiques:
Les effets hématologiques décrits chez l’homme lors de l’ingestion de 1,4-dichlorobenzène sont retrouvés chez l’animal.
Des rats Fischer 344 (10/sexe/dose) ont reçu par gavage 0, 300, 600, 900, 1 200 ou 1 500 mg/kg/j, 5 jours par semaine pendant 13 semaines (NTP, 1987). Dans les 2 groupes exposés à 1 200 ou 1 500 mg/kg/j, la survie des animaux a été considérablement diminuée. Chez ces animaux, une hyperplasie de la moelle osseuse et une déplétion lymphocytaire de la rate et du thymus ont été observées. Plusieurs paramètres sanguins ont été altérés : hématocrite, nombre d’érythrocytes, taux d’hémoglobine, pourcentage de réticulocytes, taux de glycérides, du cholestérol, des protéines, des phosphatases alcalines.
Ces effets ne sont pas retrouvés pour des expositions de 300 mg/kg/j pendant 2 ans. Ces effets ne sont pas non plus observés chez la femelle lors d’expositions pouvant atteindre jusqu’à 600 mg/kg/j pendant 2 ans. Chez la souris, il y a une diminution de 31 à 50 % des leucocytes et une diminution de 26 à 33 % des polynucléaires neutrophiles lors de l’exposition à des niveaux de 1,4-dichlorobenzène compris entre 600 et 1 800 mg/kg/j (NTP, 1987). Une autre étude pratiquée chez le rat rapporte l’absence de modification des niveaux d’hémoglobine et de l’hématocrite lors de l’exposition par ingestion au 1,4-dichlorobenzène pour des niveaux jusqu’à 40 mg/kg/j pendant 90 jours (Carlson et Tardiff, 1976)
Effets hépatiques:
Une légère augmentation des porphyrines hépatiques est rapportée chez le rat femelle lors de l’ingestion de 1,4-dichlorobenzène à la dose de 50 mg/kg/j et plus pendant 120 jours (Carlson, 1977). Chez le rat, une augmentation de l’ALA synthétase est rapportée lors de l’ingestion de 1,4-dichlorobenzène pour une dose de 250 mg/kg/j pendant 3 jours (Ariyoshi et al., 1975). Une augmentation des activités glucuronyl transférase, benzopyrène hydroxylase, des systèmes enzymatiques utilisant les EPN (O-éthyl O-p-nitrophényl phénylphosphonothiolate) détoxication et les p-nitrophénol est observée pour des niveaux d’exposition de 20 mg/kg/j et plus, et pour des expositions de 14 jours (Carlson et Tardiff, 1976). Une augmentation des systèmes enzymatiques utilisant des EPN détoxication et du p-nitrophénol est mentionnée pour des niveaux d’exposition de 20 mg/kg/j et plus, et pour des expositions de 90 jours (Carlson et Tardiff, 1976). Enfin, une augmentation des azoréductases est mise en évidence pour des niveaux d’exposition de 10 mg/kg/j et plus, et pour des expositions de 90 jours (Carlson et Tardiff, 1976).
Chez la souris, des expositions à 300, 600 ou 900 mg/kg/j par gavage induisent des altérations hépato-cellulaires dose-dépendantes. Chez les deux sexes, une hépatomégalie associée à une hypertrophie et une dégénérescence hépato-cellulaire et une augmentation des niveaux de l’alanine amino-transférase à la dose de 600 mg/kg/j et de cholestérol pour les doses de 900 mg/kg/j sont rapportées. De cette étude, un LOAEL de 300 mg/kg/j est défini pour la souris (Bomhard, 1986).
Pour des expositions plus sévères, des lésions histo-pathologiques sont rapportées chez le rat et la souris, les souris semblent plus sensibles que les rats. Les atteintes rencontrées sont de type hépatomégalie, nécrose centrilobulaire, dégénérescence et nécrose des hépatocytes, centromégalie hépatocellulaire, cirrhose légère et caryomégalie pour des expositions comprises entre 1 mois et 2 ans et des niveaux d’exposition entre 300 et 1 200 mg/kg/j (Hollingsworth et al., 1956 ; NTP, 1987).
Effets rénaux:
Contrairement aux données rapportées chez l’homme, l’exposition au 1,4-dichlorobenzène par voie orale ou par inhalation induit des altérations rénales chez l’animal.
Des rats femelles ont reçu des doses de 18,8, 188 ou 376 mg/kg/j de 1,4-dichlorobenzène 5 jours par semaine pendant 192 jours (Hollingsworth et al., 1956). Le poids des reins et du foie ont été augmentés dans les deux groupes les plus exposés. Seul le groupe exposé à 376 mg/kg/j montre quelques lésions hépatiques.
Comme décrit précédemment, des rats Fischer 344 (10/sexe/dose) ont reçu par gavage 0, 300, 600, 900, 1 200 ou 1 500 mg/kg/j, 5 jours par semaine pendant 13 semaines (NTP, 1987). Dans les 2 groupes exposés à 1 200 ou 1 500 mg/kg/j, la survie des animaux a été considérablement diminuée. Chez les mâles survivants plus de 45 jours, dans tous les groupes exposés on observe une dégénérescence multifocale de l’épithélium du tubule cortical, la formation de dépôts éosinophiles dans le cytoplasme des cellules épithéliales des tubules proximaux. Ces effets ne sont retrouvés ni chez les femelles, ni chez les souris des deux sexes exposées dans la même étude aux doses de 0, 600, 900, 1000, 1 500 ou 1 800 mg/kg/j. De cette étude, un NOAEL de 600 mg/kg/j est établi pour les rats femelles et un LOAEL de 300 mg/kg/j pour les rats mâles (NTP, 1987).
Une autre étude a été réalisée sur des rats F344/N mâles et femelles pour une exposition au 1,4-dichlorobenzène par gavage dans l’huile de maïs à des doses de 0, 150 à 350 mg/kg/j pour les mâles et de 0, 300 ou 600 mg/kg/j pour les femelles pendant 2 ans (NTP, 1987). Chez les mâles, on observe une accentuation de la sévérité mais pas de l’incidence des néphropathies, une minéralisation des tubes collecteurs de la medulla et une hyperplasie focale de l’épithélium tubulaire. L’incidence de l’hyperplasie des glandes parathyroïdes est augmentée chez les rats mâles. Les femelles présentent une augmentation de l’incidence des néphropathies dans les deux groupes exposés. Dans la même étude, des souris B6C3F1 ont été gavées avec des doses de 0, 300 ou 600 mg/kg/j de 1,4-dichlorobenzène 5 jours par semaine pendant 2 ans (NTP, 1987). Chez la souris, les effets sont retrouvés dès les doses de 300 à 600 mg/kg/j ; ils consistent principalement en une dégénérescence de l’épithélium tubulaire cortical associée à un épaississement des membranes basales tubulaires et glomérulaires, une augmentation du collagène interstitiel chez la souris mâle et une dégénérescence tubulaire chez la souris femelle. De cette étude, un LOAEL de 300 mg/kg/j est établi pour les effets non–carcinogènes chez la souris.
Ces effets sont également rapportés dans différentes études plus récentes pour des niveaux d’expositions similaires. La plupart des auteurs ont cherché à mieux comprendre les mécanismes rénaux et hépatiques impliqués (Bomhard et al., 1988 ; Charbonneau et al., 1989 ; Saito et al., 1996 ; Umemura et al., 1992 ; Umemura et al., 1998 ; Lake et al., 1997 ; Dietrich et Swenberg, 1991). Bomhard et al. (1988) ont administré pendant 4 ou 13 semaines du 1,4-dichlorobenzène aux doses de 0, 75, 150, 300 ou 600 mg/kg/j par gavage à des rats Fischer 344. Dans les groupes exposés à 150, 300 ou 600 mg/kg/j le poids relatif et absolu des reins est augmenté. Les mâles présentent également une augmentation de l’excrétion urinaire de la LDH, une augmentation de la sécrétion des cellules épithéliales, une augmentation de la formation des inclusions hyalines dans le cytoplasme des cellules du cortex rénal dans tous les groupes exposés. Après 4 ou 13 semaines les rats mâles montrent des lésions rénales sauf dans le groupe exposé à 75 mg/kg/j de 1,4-dichlorobenzène. Les travaux de Bomhard et al., (1986, 1987, 1988) ont permis de définir un LOAEL de 75 mg/kg/j pour les effets rénaux chez le rat mâle, et un NOAEL de 300 mg/kg/j chez le rat femelle. Dans ces études, les effets hématologiques et biochimiques n’ont pas été abordés.
Des souris B6C3F1 ont été gavées avec des doses de 0, 300 ou 600 mg/kg/j de 1,4-dichlorobenzène 5 jours par semaine pendant 2 ans (NTP, 1987). En dehors d’atteintes hépatiques et rénales précédemment citées, les souris présentent une hyperplasie cellulaire de la thyroïde, une hyperplasie de la zone médullaire, de la glande surrénale, des foyers d’hyperplasie de la corticale des surrénales. Dans la même étude, pour une exposition plus courte de 13 semaines aux doses de 0, 600, 900, 1 000 ou 1 800 mg/kg/j, des observations similaires ont été réalisées. Dans les deux groupes les plus exposés, on note une nécrose lymphoïde du thymus et une hyperplasie de la rate et de la moelle osseuse.
Enfin, une étude a été réalisée chez le chien Beagle (5 animaux/sexe/dose) exposé par voie orale aux doses de 10, 50 et 150 mg/kg/j pendant 1 an en présence d’un lot témoin. Différentes atteintes hépatiques ainsi qu’une augmentation des poids des reins, des glandes surrénales et de la thyroïde sont rapportées. Cette étude a permis de déterminer un NOAEL de 10 mg/kg/j (Naylor, 1996).
L’exposition pendant plusieurs mois de lapins à des doses de 1,4-dichlorophénol de 1 000 mg/kg administrées par voie orale a confirmé l’absence d’effet oculaire de type cataracte (Hollingsworth, 1956).
Effets cancérigènes
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | FDTE/VTR Importer Catégorie 3 : substance préoccupante pour l’homme en raison d’effets cancérogènes possibles | 2004 |
| IARC | FDTE/VTR Importer Groupe 2B : L’agent (ou le mélange) pourrait être cancérigène pour l’homme. | 1999 |
| US EPA | FDTE/VTR Importer Non classé |
Chez l'homme
Synthèse
FDTE/VTR Importer Aucune étude épidémiologique n’est rapportée chez l’homme.
Chez l'animal
Inhalation
FDTE/VTR Importer Des rats Alderley-Park (mâles et femelles) et des souris femelles Swiss (75 à 79 par sexe et par lot) ont été exposés par inhalation à 0, 75 ou 150 ppm (0, 460 ou 920 mg/m3) de 1,4-dichlorobenzène 5 heures par jour, 5 jours par semaine pendant 76 semaines (pour les rats) ou 57 semaines (pour les souris) (Riley et al., 1980a,b). Aucun effet cancérogène n’est observé. Une étude a été réalisée chez le rat F344 et la souris BDF1 (50 animaux/sexe/dose) exposés par inhalation à des concentrations de 0, 20, 75 ou 300 ppm (0, 305, 460 ou 1 830 mg/m3) de vapeurs de 1,4-dichlorobenzène 6 heures par jour, 5 jours par semaine pour une durée totale de 104 semaines (JBRC, 1995). Chez les rats, la mortalité est la même chez les femelles exposées et traitées mais elle est augmentée chez les mâles exposés. La seule anomalie statistiquement significative est la présence de lésions rénales non cancéreuses chez les mâles exposés à 300 ppm (1 830 mg/m3) et de lésions de la cavité nasale chez les femelles exposées à 300 ppm (1 830 mg/m3). Cette étude chez le rat a permis d’établir un NOAEL de 75 ppm (460 mg/m3) pour les effets rénaux. Chez la souris, l’augmentation de l’incidence des carcinomes hépatocellulaires est statistiquement significative pour une exposition à 300 ppm (1 830 mg/m3) (p < 0,01) chez le mâle (12/49, 17/49, 16/50, 38/49) et chez la femelle (2/50, 4/50, 2/49, 41/50). Il y a une augmentation statistiquement significative des adénomes hépatocellulaires chez la femelle (p < 0,01) à 300 ppm (1 830 mg/m3) (2/50, 10/50, 6/49, 20/50) et des histiosarcomes hépatiques chez le mâle (p < 0,05) à 300 ppm (1 830 mg/m3) (0/49, 3/49, 1/50, 6/49). On observe également une augmentation des carcinomes bronchiolo-alvéolaires (p < 0,05) chez les femelles exposées à 300 ppm (1 830 mg/m3) (4/50). Cette étude chez la souris a permis d’établir un NOAEL de 75 ppm (460 mg/m3) pour les effets hépatiques (JBRC, 1995).
Voie orale
FDTE/VTR Importer Le 1,4-dichlorobenzène a été administré par gavage dans de l’huile de maïs à des rats F344/N et des souris B6C3F1 à raison de 50 animaux par sexe et par lot (NTP, 1987). Les doses de 0, 150, et 300 mg/kg/j pour les rats mâles et de 0, 300 et 600 mg/kg/j pour les autres groupes ont été administrées 5 jours par semaine pendant 104 semaines. Uniquement chez les rats mâles on observe une augmentation dose-dépendante de la fréquence des adénocarcinomes des cellules des tubules rénaux (incidence de 1/50, 3/50, et 7/50 pour les 3 groupes). Par ailleurs, il est noté une augmentation faible de l’incidence des leucémies monocytaires (5/50, 7/50 et 11/50). Les auteurs concluent qu’il existe des données pertinentes en faveur d’un caractère cancérogène du 1,4-dichlorobenzène chez le rat mâle. L’induction des tumeurs du rein chez le rat mâle est associée à la présence d’inclusions hyalines, elles-mêmes résultant d’une néphropathie à alpha 2 globuline caractéristique. Il s’agit d’une atteinte spécifique du rat mâle. Ces inclusions sont constituées de lysosomes contenant les alpha 2 globulines excédentaires liées au 1,4-dichlorobenzène ou à son principal métabolite, le 2,5-dichlorophénol. Ce phénomène n’est pas retrouvé chez les femelles, ni chez l’homme ni chez les autres espèces animales (Olson et al., 1990). Chez la souris, il y a une augmentation des adénomes et des carcinomes hépato-cellulaires pour les deux sexes. Des hépatoblastomes ont aussi été observés dans le groupe des souris mâles exposées à 600 mg/kg/j. On constate aussi une augmentation à la marge mais significative de l’incidence des phéochromocytomes chez la souris mâle (0/47, 2/48, 4/49). Les auteurs en ont conclu que le 1,4-dichlorobenzène était cancérogène chez la souris B6C3F1.
Effets génotoxiques
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | FDTE/VTR Importer non classé | 2004 |
Effets sur la reproduction
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | FDTE/VTR Importer non classé | 2004 |
Chez l'homme
Chez l'animal
Inhalation
FDTE/VTR Importer Une étude de la reproduction sur deux générations par inhalation chez le rat (28 rats/sexe/dose) exposés à des concentrations de 0, 66, 211 et 538 ppm (0, 405, 1 290 et 3 290 mg/m3) de 1,4-dichlorobenzène (6 h/j, 5 j/7) montre des altérations du foie, des reins et du poids corporel. Les femelles sont exposées du jour de l’accouplement au 19e jour de la gestation, et les petits sont exposés du 5e au 27e jour après la naissance. Les effets observés sur la taille de la portée, le poids des nouveau-nés et le taux de survie semblent davantage liés à une toxicité maternelle qu’à une toxicité directe du 1,4-dichlorobenzène sur les fonctions de reproduction. Les nouveau-nés n’ont pas été examinés du point de vue développemental ou tératogène. De cette étude, un NOAEL de 211 ppm (1 290 mg/m3) est établi pour les rats femelles (parents F0 et F1) et un LOAEL de 66 ppm (405 mg/m3) pour les néphropathies chez les rats mâles. Un NOAEL de 211 ppm (1 290 mg/m3) pour les nouveau-nés est également déterminé (Tyl et Neeper-Bradley, 1989 et Neeper-Bradley et al., 1989).
Effets sur le développement
Chez l'homme
Toutes voies
FDTE/VTR Importer A notre connaissance, il n’existe pas de données relatives aux effets sur le développement chez l’homme.
Chez l'animal
Inhalation
FDTE/VTR Importer Plusieurs études sur le développement sont rapportées. Chez le lapin New Zealand (30 lapins/dose), une altération de l’artère sous-clavière rétro-œsophagienne droite chez le fœtus (6/119) est observée lors d’expositions pratiquées chez les mères par inhalation entre le 6e et le 18e jour de la gestation à une concentration de 800 ppm (4 890 mg/m3) (Hayes et al., 1985). À cette concentration, une légère toxicité maternelle, révélée par une diminution de la prise de poids est observée au cours des 3 premiers jours d’exposition. Une augmentation statistiquement significative du nombre de résorption est rapportée pour une exposition à la concentration de 300 ppm (1 830 mg/m3). De cette étude, un NOAEL de 300 ppm (1 830 mg/m3) est établi pour la toxicité maternelle, et un autre de 300 ppm (1 830 mg/m3) pour les effets tératogènes. Des rates Alderley-Park (20 femelles/dose) ont été exposées par inhalation au 1,4-dichlorobenzène du 6e au 15e jour de la gestation à des concentrations de 1,4-dichlorobenzène de 75, 200 ou 508 ppm (460, 1 222 ou 3 100 mg/m3) 6 heures par jour (Hodge et al., 1977). L’exposition à 508 ppm (3 100 mg/m3) n’induit pas d’anomalie du développement. De cette étude, un NOAEL de 508 ppm (3 100 mg/m3) est établi pour la toxicité maternelle et un autre de 508 ppm (3 100 mg/m3) pour les effets tératogènes. Des rats CD femelles ont été exposés par voie orale entre le 6e et le 15e jour de la gestation à des doses de 250, 500, 750 ou 1 000 mg/kg (Giavini et al., 1986). La présence d’une côte surnuméraire est rapportée chez les rats exposés par gavage à des doses de 500 mg/kg/j et plus. De cette étude, un NOAEL de 250 mg/kg/j est défini pour la toxicité maternelle et un autre de 250 mg/kg/j pour les effets tératogènes. Une autre étude sur le développement a cherché à identifier les effets du 1,4-dichlorobenzène chez le rat Sprague-Dawley (Chlorobenzene Producers Association, 1986). Les animaux (P1) (28 animaux /sexe/lot) sont exposés aux vapeurs de 1,4-dichlorobenzène pendant 10 semaines, à raison de 6 h/j, 7 j/sem à des concentrations de 50, 150 et 450 ppm, correspondant respectivement à 301, 920, et 2 750 mg/m3, puis sont accouplés. Les animaux de la génération F1 (issus de la P1) sont exposés pendant 11 semaines avant l’accouplement. Chez les animaux de la génération P1, les mâles exposés à 150 ppm (920 mg/m3) de 1,4-dichlorobenzène présentent une diminution du poids corporel, une diminution de la croissance pondérale, une diminution de consommation de la nourriture, une augmentation de l’incidence des tremblements, des suppurations nasales et oculaires, une augmentation pondérale hépatique statistiquement significative. Cette dernière est également retrouvée dans le groupe exposé à 450 ppm (2 750 mg/m3). A 450 ppm (2 750 mg/m3), une augmentation pondérale rénale significative est observée chez les mâles et les femelles. Lors de l’exposition à 450 ppm (2 750 mg/m3), il a été montré une diminution statistiquement significative du poids des mères, du nombre de naissance de petits vivants, du poids corporel des nouveau-nés, du nombre de nouveau-nés survivants au 4e jour de la lactation, pour les générations F1 et F2. Une hypertrophie hépatocellulaire est rapportée chez les mâles et les femelles des générations F0 et F1. Il n’y a pas d’anomalie du développement chez les nouveau-nés examinés. A toutes les concentrations, une néphrose associée à des inclusions hyalines est observée chez les mâles après la puberté. Ceci est une anomalie spécifique du rat qui ne se retrouve pas chez l’homme.
Voie orale
FDTE/VTR Importer Une étude sur deux générations a été réalisée chez le rat pour des expositions par gavage à des doses de 30, 90, 270 mg/kg/j à raison de 7 jours par semaine. Les mâles sont traités pendant 77 jours avant l’accouplement, les femelles F0 sont traitées à partir du 14e jour avant l’accouplement, pendant la période de l’accouplement et jusqu’au 21e jour après la naissance. Les signes de toxicité parentale sont observés à 270 mg/kg/j, il s’agit d’une diminution du poids corporel chez les mâles et les femelles de la génération F1, d’augmentations pondérales hépatiques et rénales relatives et absolues chez les mâles des générations F0 et F1, associées à des néphropathies pour la dose la plus élevée chez les mâles. Une diminution pondérale de la rate est observée chez les mâles des générations F0 et F1 pour toutes les doses. Chez les deux générations, le 1,4-dichlorobenzène n’a pas d’effet sur la copulation, la durée de la gestation, la fertilité, le nombre de gestation, le nombre total de naissances et sur le sexe ratio. Cependant, sont rapportées une augmentation de la mortalité péri et post-natale chez les nouveau-nés pour la dose de 270 mg/kg/j, et une diminution du poids corporel à la naissance pour la dose de 90 mg/kg/j. De cette étude un NOAEL de 270 mg/kg/j est déterminé pour la fertilité et les effets sur le développement (Bornatowicz, 1994).
Valeurs accidentelles
Autres seuils accidentels
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Valeurs réglementaires
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Valeurs guides
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Valeurs de référence
Introduction
SANTE HUMAINE
Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur l'homme soit via la consommation d'organismes aquatiques contaminés, soit via l'eau de boisson.
Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. Compte tenu du mode d'exposition envisagée, seuls les tests sur mammifères exposés par voie orale (dans l'alimentation ou par gavage) ont été recherchés.
Toutes les données présentées ont été validées.
Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.
TOXICITE
Pour l'évaluation des effets sur la santé humaine, seuls les résultats sur mammifères sont considérés comme pertinents. Contrairement à l'évaluation des effets pour les prédateurs, les effets de type cancérigène ou mutagène sont également pris en compte.
(1) Cette VTR a été déterminée par ATSDR.
FDTE/VTR Importer 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.
Autres valeurs des organismes reconnus
Description
FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation :
L’ATSDR a établi un MRL de 2 ppm (12 mg/m3) pour une exposition aiguë par inhalation (2006)
Cette valeur est établie à partir d’une étude réalisée chez 58 travailleurs exposés professionnellement au 1,4-dichlorobenzène environ 8 h/j 5 j/sem. de manière continue ou intermittente sur une période de 8 mois à 25 ans (en moyenne 4,75 ans) (Hollingsworth et al., 1956). Les effets critiques retenus sont l’irritation oculaire et nasale, un LOAEL de 30 ppm est défini ainsi qu’un NOAEL de 15 ppm.
Facteurs d’incertitude : un facteur de 10 pour tenir compte de la variabilité intra-espèce.
Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation :
L’ATSDR a établi un MRL de 0,2 ppm (1,2 mg/m3) pour une exposition subchronique par inhalation (2006)
Cette valeur est établie à partir de 2 études expérimentales. Celle de Tyl et al., 1989 réalisée chez 28 rats, exposés à 0, 66, 211 et 538 ppm (0, 403, 1 289 et 3 287 mg/m3) 6 h/j 5 j/sem (Tyl et al., 1989). De cette étude, un NOAEL de 66 ppm a été déterminé pour l’augmentation pondérale hépatique ajusté à 11,8 ppm (6 h/24 h) (5 j/7 j) pour tenir compte du caractère intermittent de l’exposition. L'étude de Aiso et al, 2005, réalisée chez 20 rats F344 mâles et femelles et 20 souris BDF1 mâles et femelles exposés à 0, 25, 55, 120, 270, et 600 ppm 6h/j 5j/sem pendant 13 semaines, a permis de déterminé un NOAEL de 270 ppm pour des effets hépathiques.
L'utilisation de benchmark dose donne une valeur BMCL de 92,45 ppm pour l’augmentation pondérale hépatique sert à la construction de la MRL. Cette BMCL a été ajustée à 23 ppm pour tenir compte du caractère intermittent de l’exposition, convertie en une concentration équivalente humaine (HEC) de 23 ppm et divisée par un facteur d'incertitude de 100 pour obtenir une LMR de 0,2 ppm.
Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation :
Le RIVM a établi une TCA de 0,67 mg/m3 pour une exposition chronique par inhalation (Baars et al., 2001).
Cette valeur est établie à partir d’une étude réalisée chez le rat, exposé 5 h/j 5 j/sem pendant 76 semaines, et montrant l’absence d’effet hépatique (Riley et al., 1980a). De cette étude, un NOAEL de 450 mg/m3 a été déterminé et qui est converti en 67 mg/m3 pour tenir compte du caractère intermittent de l’exposition dans l’étude de référence.
Facteurs d’incertitude : Un facteur 100 a été appliqué. Un facteur 10 pour tenir compte de l’extrapolation de l’animal à l’homme et un facteur 10 pour tenir compte de la variabilité intra-espèce.
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.
Calcul : 450 mg/m3 x 5/24 x 5/7 x 1/100 = 0,67 mg/m3
L’ATSDR a établi un MRL de 0,01 ppm (0,06 mg/m3) pour une exposition chronique par inhalation (2006)
Cette valeur est établie à partir de 2 études expérimentales réalisées chez des groupes de 50 rat F344 mâles et femelles (JBRC, 1995) et 50 souris BDF1 mâles et femelles, exposés à 0, 20, 75 ou 300 ppm (0, 122, 458 ou 1 833 mg/m3) de 1,4-dichlorobenzène 6 h/j 5 j/sem pendant 104 semaines. L’effet critique retenu est la dégénerescence des cellules olfactives de l’épithélium nasal.
L'utilisation de benchmark dose donne une valeur BMCL de 9,51 ppm pour l’augmentation des lésions nasales chez las rats femelles sert à la construction de la MRL.
L’US EPA (IRIS) propose une RfC de 0,8 mg/m3 (0,13 ppm) (1996)
Cette valeur est établie à partir d’une étude expérimentale de reproduction sur deux générations chez le rat exposé par inhalation au 1,4-dichlorobenzène. De cette étude un NOAEL de 50 ppm (301 mg/m3) et un LOAEL de 150 ppm (902 mg/m3) pour l’effet critique retenu : augmentation pondérale hépatique chez les mâles de la P1 (Chlorobenzene Producers Association, 1986).
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude de 100 est retenu. Il correspond à un facteur d’incertitude de 10 pour prendre en compte les différences de sensibilité dans la population humaine, un facteur d’incertitude de 3 est préféré à un facteur d’incertitude de 10 pour tenir compte des différences inter-espèces. Un autre facteur d’incertitude de 3 est utilisé car la valeur est établie à partir d’une étude sub-chronique et non d’une étude chronique.
L’OEHHA propose un REL de 0,8 mg/m3 (2003).
Cette valeur est aussi la RfC de l'US EPA (voir paragraphe correspondant).
Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale :
L’ATSDR a établi un MRL de 0,07 mg/kg/j pour une exposition intermédiaire par voie orale (2006)
Cette valeur est établie à partir d’une étude expérimentale réalisée chez le chien Beagle, exposé à des doses de 0, 10, 50 ou 75 mg/kg/j de 1,4-dichlorobenzène 5 j/semaine pendant 1 an (Naylor et Stout, 1996). L’effet critique retenu est l’altération hépatique (augmentation pondérale, altération enzymatique et histopathologique). Un LOAEL de 50 mg/kg/j est déterminé ainsi qu’un NOAEL de 10 mg/kg/j ce qui correspond à un NOAEL ajusté de 7,1 mg/kg/j pour tenircompte du caractère intermittent de l’exposition (5j/7j).
Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale:
Le RIVM a établi une TDI de 0,1 mg/kg/j pour une exposition chronique par voie orale (Baars et al., 2001).
Cette valeur est établie à partir d'un étude expérimentale chez des chiens exposés par gavage au 1,4-dichlorobenzène aux doses de 10, 50 ou 150 mg/kg/j durant 1 an (Naylor, 1996). Des effets sanguins, hépatiques et rénaux ont été observés, ainsi qu'une augmentation du poids relatif des surrénales et de la thyroïde. Le NOAEL de cette étude est de 10 mg/kg/j.
Facteurs d’incertitude : Un facteur 100 a été appliqué. Un facteur 10 pour tenir compte de l’extrapolation de l’animal à l’homme et un facteur 10 pour tenir compte de la variabilité intra-espèce.
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.
L’ATSDR a établi un MRL de 0,07 mg/kg/j pour une expositionchronique par voie orale (2006)
Cette valeur est établie à partir d’une étude expérimentale réalisée chez le chien Beagle, exposé à des doses de 0, 10, 50 ou 75 mg/kg/j de 1,4-dichlorobenzène 5 j/semaine pendant 1 an (Naylor et Stout, 1996). L’effet critique retenu est l’altération hépatique (augmentation pondérale, altération enzymatique et histopathologique). Un LOAEL de 50 mg/kg/j est déterminé ainsi qu’un NOAEL de 10 mg/kg/j ce qui correspond à un NOAEL ajusté de 7,1 mg/kg/j pour tenircompte du caractère intermittent de l’exposition (5j/7j).
L’OMS a établi une DJT de 107 µg/kg (2004).
Cette valeur est établie à partir d’une étude expérimentale de 2 ans réalisée chez le rat (NTP, 1987). Les effets critiques retenus sont les altérations rénales pour lesquelles un LOAEL de 150 mg/kg de poids corporel a été déterminé.
Facteurs d’incertitude : un facteur d’incertitude de 1 000 correspondant à un facteur de 100 pour tenir compte des variations intra- et inter-espèces, à un facteur de 10 pour l’extrapolation à partir d’un LOAEL et non d’un NOAEL, et en ne prenant pas en compte la nature des effets critiques retenus, non transposables à l’homme.
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’OEHHA propose un ERUi de 1,1.10-5 (µg/m3)-1 (2001)
Cette valeur est issue d'une étude de cancérogenèse chez des rats et des souris exposés par gavage au 1,4-dichlorobenzène durant 103 semaines. Les doses étaient de 0, 300 ou 600 mg/kg, 5j/sem, sauf chez les rats mâles (0, 150, 300 mg/kg/j, 5 j/sem). Les rats mâles et les souris des deux sexes ont présenté des augmentations significatives de l'incidence de diverses tumeurs.
Les données de cancer hépatique chez les souris mâles ont servi à calculer l'ERU, à l'aide d'un modèle multi-étapes linéarisé et en utilisant la valeur de 70 kg pour le poids moyen chez l'homme et 20 m3 pour le volume respiratoire journalier.
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
Evaluation existante :
EU règlement 793/93 (E.C., 2004a)
Effets endocriniens :
Le 1,4-dichlorobenzène n'est pas cité dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004b) et dans le rapport d'étude de la DG ENV sur la mise à jour de la liste prioritaire des perturbateurs endocriniens à faible tonnage (Petersen et al., 2007).
Critères PBT /POP :
La substance ne remplit pas les critères PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou POP2 (PNUE, 2001).
Normes de qualité existantes :
OMS : norme de qualité dans les eaux potables = 300 µg.L-1
(WHO, 2003).
Allemagne : Norme de qualité pour les eaux prélevées destinées à la consommation = 10 µg.L-1 (ETOX, 2007) 3
Canada : Critère de qualité pour les organismes aquatiques et l'eau douce = 26 µg.L-1 (ETOX, 2007) 3
Allemagne : Critère de qualité pour les organismes aquatiques et l'eau douce = 10 µg.L-1 (ETOX, 2007) 3
Etats-Unis : Critère de qualité pour la consommation d'eau et de poisson = 400 µg.L-1 (ETOX, 2007) 3
Etats-Unis : Critère de qualité pour la consommation de poisson et la protection de la santé = 2600 µg.L-1 (ETOX, 2007) 3
Substance(s) associée(s) :
-
La substance a fait l'objet d'une évaluation collective par l'Union européenne qui a été réalisée conformément au règlement 793/93 (E.C., 1993) et dont le rapport final est disponible sur le site de l'Ex-Bureau Européen des Substances Chimiques (E.C., 2004a).
Les données issues de ce rapport n'ont pas fait l'objet d'une validation supplémentaire.
[1] Les PBT sont des substances persistantes, bioaccumulables et toxiques et les vPvB sont des substances très persistantes et très bioaccumulables. Les critères utilisés pour la classification des PBT sont ceux fixés par l'Annexe XIII du règlement n° 1907/2006 (REACH).
[2] Les Polluants Organiques Persistants (POP) sont des substances persistantes (aux dégradations biotiques et abiotiques), fortement liposolubles (et donc fortement bioaccumulables), et volatiles (et peuvent donc être transportées sur de longues distances et être retrouvée de façon ubiquitaire dans l'environnement). Les critères utilisés pour la classification POP sont ceux fixés par l'Annexe 5 de la Convention de Stockholm placée sous l'égide du PNUE (Programme des Nations Unies pour l'Environnement).
[3] Les données issues de cette source () ne sont données qu'à titre indicatif ; elles n'ont donc pas fait l'objet d'une validation par l'INERIS. http://webetox.uba.de/webETOX/index.do
FDTE/VTR Importer L'objectif de ce document est d'estimer les effets à long terme sur la faune et la flore, les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Lorsqu'un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique est disponible, les résultats d'écotoxicité aiguë ne sont pas fournis. Lorsque l'écotoxicité chronique n’est pas suffisamment connue, les résultats d'écotoxicité aiguë sont présentés et peuvent servir de base pour l'extrapolation des effets à long terme.
Dangers
Description
ORGANISMES AQUATIQUES
Dans les tableaux ci-dessous, sont reportés pour chaque taxon uniquement les résultats des tests d'écotoxicité montrant la plus forte sensibilité à la substance. Toutes les données présentées ont été considérées comme valides puisqu'elles sont issues de l'évaluation des risques européenne (E.C., 2004a). Ces résultats d'écotoxicité sont principalement exprimés sous forme de NOEC (No Observed Effect Concentration), concentration sans effet observé, d'EC10 concentration produisant 10% d'effets et équivalente à la NOEC, ou de EC50, concentration produisant 50% d'effets. Les NOEC sont principalement rattachées à des tests chroniques, qui mesurent l'apparition d'effets sub-létaux à long terme, alors que les EC50 sont plutôt utilisées pour caractériser les effets à court terme.
ECOTOXICITE
ECOTOXICITE AQUATIQUE AIGUË
ECOTOXICITE AQUATIQUE CHRONIQUE
Valeurs de danger
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Synthèse
Eau douce
FDTE/VTR Importer Paramètres d’écotoxicité aiguë :
Paramètres d’écotoxicité chronique :
Sol
FDTE/VTR Importer Paramètres d’écotoxicité aiguë :
Ci-dessous sont présentés les résultats d'essais sur organismes terrestres ainsi que les valeurs normalisées à une concentration en matières organiques égale à 3,4 % comme suggéré par la Commission Européenne (CE, 1996) :
Paramètres d’écotoxicité chronique :
Il n'existe pas de résultats d'essais chroniques long-terme sur organismes terrestres.
Biote
EMPOISONNEMENT SECONDAIRE
Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur les prédateurs via la consommation d'organismes aquatiques contaminés (appelés biote, i.e. poissons ou invertébrés vivant dans la colonne d'eau ou dans les sédiments). Il s'agit donc d'évaluer la toxicité chronique de la substance par la voie d'exposition orale uniquement.
Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. N'ont été recherchés que des tests sur mammifères ou oiseaux exposés par voie orale (exposition par l'alimentation ou par gavage). Toutes les données présentées ont été considérée comme valides puisqu'elles sont issues de l'évaluation des risques européenne.
Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.
Pour calculer la norme de qualité liée à l'empoisonnement secondaire des prédateurs, il est nécessaire de connaître la concentration de substance dans le biote n'induisant pas d'effets observés pour les prédateurs (exprimée sous forme de NOEC). Il est possible de déduire une NOEC à partir d'une NOAEL grâce à des facteurs de conversion empiriques variables selon les espèces testées. Les facteurs utilisés ici sont ceux recommandés par le guide technique européen (Tableau 22, page 129, E.C., 2003) et le projet de guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2009). Les valeurs de ces facteurs de conversion dépendent de la masse corporelle des animaux et de leur consommation journalière de nourriture. Celles-ci peuvent donc varier d'une façon importante selon le niveau d'activité et le métabolisme de l'animal, la valeur nutritive de sa nourriture, etc. En particulier elles peuvent être très différentes entre un animal élevé en laboratoire et un animal sauvage.
Afin de couvrir ces sources de variabilité, mais aussi pour tenir compte des autres sources de variabilité ou d'incertitude (variabilité inter et intra-espèces, extrapolation du court terme au long terme, etc.) des facteurs d'extrapolation sont nécessaires pour le calcul de la QSbiota sec pois. Les valeurs recommandées pour ces facteurs d'extrapolation sont données dans le guide technique européen (tableau 23, page 130, E.C., 2003). Un facteur d'extrapolation supplémentaire (AFdose-réponse) est utilisé dans le cas où la toxicité a été établie à partir d'une LOAEL plutôt que d'une NOAEL.
Les données obtenues sur les mammifères terrestres et les oiseaux, utilisées pour la détermination des valeurs guides pour la protection des prédateurs vis-à-vis de l’empoisonnement secondaire, sont répertoriées dans les tableaux ci-dessous.
ECOTOXICITE POUR LES VERTEBRES TERRESTRES
TOXICITE ORALE POUR LES MAMMIFERES
TOXICITE ORALE POUR LES OISEAUX
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.
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
NORMES DE QUALITE POUR LA COLONNE D'EAU
Les normes de qualité pour les organismes de la colonne d'eau sont calculées conformément aux recommandations du guide technique européen pour l'évaluation des risques dus aux substances chimiques (E.C., 2003) et au projet de guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2009). Elles sont obtenues en divisant la plus faible valeur de NOEC ou d'EC50 valide par un facteur d'extrapolation (AF, Assessment Factor).
La valeur de ce facteur d'extrapolation dépend du nombre et du type de tests pour lesquels des résultats valides sont disponibles. Les règles détaillées pour le choix des facteurs sont données dans le tableau 16, page 101, du guide technique européen (E.C., 2003).
Moyenne annuelle (AA-QS) : water_eco
Une concentration annuelle moyenne est déterminée pour protéger les organismes de la colonne d'eau d'une possible exposition prolongée.
Pour le 1,4-dichlorobenzène, on dispose de données valides pour 3 niveaux trophiques à la fois en aigu et en chronique. Le résultat le plus faible a été obtenu sur Jordanella promelas, avec une valeur de NOEC sur 14-16 jours égale à 0.20 mg.L-1. Conformément à la table 16 du TGD (E.C., 2003) la norme de qualité est déterminée en appliquant à la plus faible NOEC un facteur d'extrapolation de 10.
Cette valeur a été retenue comme PNECaqua (concentration prédite sans effet) lors de l'évaluation européenne de la substance (E.C., 2004a).
Concentration Maximum Acceptable (MAC)
La concentration maximale acceptable est calculée afin de protéger les organismes de la colonne d'eau de possibles effets de pics de concentrations de courtes durées. Pour la détermination de la MAC, le document guide pour l'évaluation des effets des substances avec des rejets intermittents est utilisée (ECHA, 2008, E.C., 2009)
On dispose de données aiguës sur les trois niveaux trophiques (algues, invertébrés, poissons), la plus faible étant celle sur Daphnia magna, EC50 (48 h) = 0.7 mg.L-1.
Par défaut, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MAC. Cependant, selon le projet de document guide technique pour la détermination des normes de qualité environnementales (E.C., 2009), pour les substances qui n'ont pas de mode d'action spécifique et pour lesquelles les données disponibles montrent que la variation interspécifique est faible, le facteur peut être diminué. Pour le 1,4-dichlorobenzène, l'écart-type des valeurs de L(E)C50 est < 0.5 et cette variation peut être considérée comme faible. En conséquence, il est proposé d'utiliser un facteur d'extrapolation de 10.
MAC = 0.7/10 = 0.07 mg.L-1, soit 70 µg.L-1
VALEUR GUIDE DE QUALITE POUR LE SEDIMENT (QSSED)
Un seuil de qualité dans le sédiment est nécessaire (i) pour protéger les espèces benthiques et (ii) protéger les autres organismes d'un risque d'empoisonnement secondaire résultant de la consommation de proies provenant du benthos. Les principaux rôles des normes de qualité pour les sédiments sont de :
- Identifier les sites soumis à un risque de détérioration chimique (la norme sédiment est dépassée)
- Déclencher des études pour l'évaluation qui peuvent conduire à des études plus poussées et potentiellement à des programmes de mesures
- Identifier des tendances à long terme de la qualité environnementale (Art. 4 Directive 2000/60/CE).
Aucune information d'écotoxicité pour les organismes benthiques n'a été trouvée dans la littérature.
A défaut, une valeur guide pour le sédiment peut être calculée à partir du modèle de l'équilibre de partage. Ce modèle suppose que:
- il existe un équilibre entre la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires et la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle du sédiment,
- la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires n'est pas biodisponible pour les organismes et que seule la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle est susceptible d'impacter les organismes,
- la sensibilité intrinsèque des organismes benthiques aux toxiques est équivalente à celle des organismes vivant dans la colonne d'eau. Ainsi, la norme de qualité pour la colonne d'eau peut être utilisée pour définir la concentration à ne pas dépasser dans l'eau interstitielle.
NB : La pollution actuelle peut être suivie dans les matières en suspension et les couches superficielles du sédiment. Les couches profondes intègrent la contamination historique sur des dizaines voire des centaines d'années et ne sont pas jugées pertinentes pour caractériser la pollution actuelle. Les paramètres par défaut préconisés par Lepper (2002) et le guide technique européen (E.C., 2003) ont été choisis empiriquement pour caractériser les matières en suspension et les couches superficielles. Matières en suspension et couches superficielles contiennent relativement plus d'eau et de matière organique que les couches profondes du sédiment.
Une valeur guide de qualité pour le sédiment peut être alors calculée selon l'équation suivante (adaptation de l'équation 70 page 113 du guide technique européen, E.C., 2003) :
Avec :
RHOsup : masse volumique de la matière en suspension en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 18 page 44, E.C., 2003) est utilisée : 1150 kg.m-3 .
Kpsusp-eau : coefficient de partage matière en suspension/eau en m 3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 24 page 47, E.C., 2003) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0.9 + 0.025 * Koc soit Kpsusp-eau = 12.15 m 3/m3 .
Ainsi, on obtient :
QSsed wet weight = 211.3 µg/kg (poids humide)
La concentration correspondante en poids sec peut être estimée en tenant compte du facteur de conversion suivant :
Avec :
Fsolidesusp : fraction volumique en solide dans les matières en suspension en [m3solide/m3susp]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 0.1 m 3/m3 .
RHOsolide : masse volumique de la partie sèche en [kgsolide/m3solide]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 2500 kg.m-3 .
Pour le 1,4-dichlorobenzène, la concentration correspondante en poids sec est :
QSsed dry_weight = QSsed wet weight * 4.6 = 971.98 µg.kg-1sed poids sec
Le LogKow de la substance étant inférieur à 5, un facteur additionnel de 10 n'est pas jugé nécessaire.
Il faut rappeler que les incertitudes liées à l'application du modèle de l'équilibre de partage sont importantes. Les sédiments naturels peuvent avoir des propriétés très variables en termes de composition (nature et quantité de matières organiques, composition minéralogique), de granulométrie, de conditions physico-chimiques, de conditions dynamiques (taux de déposition/taux de resuspension). Par ailleurs ces propriétés peuvent évoluer dans le temps en fonction notamment des conditions météorologiques et de la morphologie de la masse d'eau. Si bien que le partage entre la fraction de substance adsorbée et la fraction de substances dissoute peut être extrêmement variable d'un sédiment à un autre et l'hypothèse d'un équilibre entre ces deux fractions ne semble pas très réaliste pour des conditions naturelles.
Cette valeur a été retenue comme PNECsed (concentration prédite sans effet) lors de l'évaluation des risques européenne de la substance (E.C., 2004a).
NORME DE QUALITE EMPOISONNEMENT SECONDAIRE (QSBIOTA_SEC POIS)
La norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire (QSbiota sec pois) est calculée conformément aux recommandations du guide technique européen (E.C., 2003). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés dans le tableau 23 page 130 du guide (E.C., 2003).
Pour le 1,4-dichlorobenzène, un facteur de 90 est appliqué car la durée du test retenu (NOAEL à 7.1 mg/kgcorporel/j sur le chien, soit une NOEC de 284 mg.kg-1biota) est de 1 an. On obtient donc :
Cette valeur de norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire peut être ramenée à une concentration dans l'eau selon la formule suivante :
Avec :
BCF : facteur de bioconcentration,
BMF : facteur de biomagnification.
Ce calcul tient compte du fait que la substance présente dans l'eau du milieu peut se bioaccumuler dans le biote. Il donne la concentration à ne pas dépasser dans l'eau afin de respecter la valeur de la norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire déterminée dans le biote.
La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biote et la concentration dans l'eau) et du facteur de biomagnification (BMF, ratio entre la concentration dans l'organisme du prédateur en bout de chaîne alimentaire, et la concentration dans l'organisme de la proie au début de la chaîne alimentaire). Les valeurs de BCF peuvent être couramment trouvées dans la littérature. En l'absence de valeurs mesurées pour le BMF, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le tableau 29, page 160, du guide technique européen (E.C., 2003).
Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il fait en effet l'hypothèse qu'un équilibre a été atteint entre l'eau et le biote, ce qui n'est pas véritablement réaliste dans les conditions du milieu naturel. Par ailleurs il repose sur un facteur de bioaccumulation qui peut varier de façon importante entre les espèces considérées.
Pour le 1,4-dichlorobenzène, un BCF de 296 (E.C., 2004a) et un BMF de 1 (cf. E.C., 2003) ont été retenus. On a donc:
NORME DE QUALITE POUR LA SANTE HUMAINE VIA LA CONSOMMATION DES PRODUITS DE LA PECHE (QSBIOTA_HH)
La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005) :
Fsecurité
Ce calcul tient compte de :
- un facteur correctif de 10% (soit 0.1) : la VTR donnée ne tient compte en effet que d'une exposition par voie orale, et pour la consommation de produits de la pêche uniquement. Mais la contamination peut aussi se faire par la consommation d'autres sources de nourriture, par la consommation d'eau, et d'autres voies d'exposition sont possibles (inhalation ou contact cutané). Le facteur de 10% (soit 0.1) permet de rendre l'objectif de qualité plus sévère d'un facteur 10 afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles,
- la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour, pour cette substance, elle sera considérée égale à 0.07 mg/Kgcorporel.J-1 (Cf. tableau ci-dessus),
- Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 10 pour tenir compte du fait que la substance peut présenter des effets cancérogènes possibles,
- Cons. Journ. Moy : une consommation moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour,
- un poids corporel moyen de 70 kg.
Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il peut être inadapté pour couvrir les risques pour les individus plus sensibles ou plus vulnérables (masse corporelle plus faible, forte consommation de produits de la pêche, voies d'exposition individuelles particulières). Le facteur correctif de 10% n'est donné que par défaut, car la contribution des différentes voies d'exposition varie selon les propriétés de la substance (et en particulier sa distribution entre les différents compartiments de l'environnement), ainsi que selon les populations considérées (travailleurs exposés, exposition pour les consommateurs/utilisateurs, exposition via l'environnement uniquement). L'hypothèse cependant que la consommation des produits de la pêche ne représente pas plus de 10% des apports journalier contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2009).
Pour le 1,4-dichlorobenzène, le calcul aboutit à :
Comme pour l'empoisonnement secondaire, la concentration correspondante dans l'eau du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :
Pour le 1,4-dichlorobenzène, on obtient donc:
NORME DE QUALITE POUR LA SANTE HUMAINE VIA L'EAU DE BOISSON (QSdw_hh)
En principe, lorsque des normes de qualité réglementaires dans l'eau de boisson existent, soit dans la Directive 98/83/CE (C.E., 1998), soit déterminées par l'OMS 4 , elles peuvent être adoptées. Les valeurs réglementaires de la Directive 98/83/CE doivent être privilégiées par rapport aux valeurs de l'OMS qui ne sont que de simples recommandations.
Il faut signaler que ces normes réglementaires ne sont pas nécessairement établies sur la base de critères (éco)toxicologiques (par exemple les normes pour les pesticides avaient été établies par rapport à la limite de quantification analytique de l'époque pour ce type de substance, soit 0.1 µg.L-1).
Pour le 1,4-dichlorobenzène, l'OMS préconise une valeur de 300 µg.L-1 (WHO, 2003).
A titre de comparaison, la norme de qualité pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005) :
Ce calcul tient compte de:
- la valeur toxicologique de référence (VTR), pour cette substance, elle sera considérée égale à 0.07 mg/Kgcorporel.J-1 (Cf. tableau ci-dessus),
- une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
- Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 10 pour tenir compte du fait que la substance peut présenter des effets cancérogènes possibles,
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- un facteur de 10% (soit 0.1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.
L'eau de boisson est obtenue à partir de l'eau brute du milieu après traitement pour la rendre potable. La fraction éliminée lors du traitement dépend de la technologie utilisée ainsi que des propriétés de la substance.
En l'absence d'information, on considèrera que la fraction éliminée est nulle et le critère pour l'eau de boisson s'appliquera alors à l'eau brute du milieu. Par ailleurs, on rappellera que ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif et peut s'avérer inadéquat pour certaines substances et certaines populations.
Pour le 1,4-dichlorobenzène, on obtient :
La valeur calculée selon Lepper, 2005) est plus faible que celle recommandée par l'OMS. Elle est donc proposée comme norme de qualité pour l'eau de boisson.
[4] http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq0506_12.pdf
Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.
Synthèse
PROPOSITION DE NORME DE QUALITE ENVIRONNEMENTALE (NQE)
La NQE est définie à partir de la valeur de la norme de qualité la plus protectrice parmi tous les compartiments étudiés.
Pour le 1,4-dichlorobenzène, la norme de qualité pour la santé humaine via la consommation des produits de la pêche est la valeur la plus faible pour l'ensemble des approches considérées. La proposition de NQE pour le 1,4-dichlorobenzène est donc la suivante :
VALEURS GUIDES POUR LE SEDIMENT
Avec un Koc de 450 L.kg-1 et un Log Kow = 3.4, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment est recommandée par le projet de guide européen (E.C., 2009).
Néanmoins, le seuil proposé n'est fondé que sur la méthode du coefficient de partage à l'équilibre : il est calculé à partir de la norme de qualité dans l'eau et du Koc. L'incertitude de cette méthode devrait être prise en compte lors la mise en application du seuil sédiment
FDTE/VTR Importer Compartiment aquatique :
Pour déterminer la PNEC aquatique, les résultats des tests long-terme peuvent être utilisés. Comme les NOECs de 3 niveaux trophiques sont disponibles, un facteur d'extrapolation de 10 peut être appliqué à la plus basse des NOECs (0,20 mg/L chez Jordanella promelas).
D’où :
PNECEAU = 20 µg/L
Compartiment sédimentaire :
Il est possible d'estimer une PNEC pour les organismes benthiques en utilisant la méthode du coefficient de partage à partir de la PNECEAU.
PNECSED = (KSED-EAU/RHOSED) ´ PNECEAU ´ 1000
RHOSED : densité des sédiments (humides) (valeur par défaut : 1 300 kg.m-3)
KSED-EAU : coefficient de partage entre les sédiments et l’eau (15,8 m3.m-3)
D'où :
PNECSED = 243 µg/kg sédiment humide = 632 µg/kg sédiment sec
Note : la Commission Européenne (CE, 2001) obtient une PNECSED égale à 212 µg/kg de sédiment humide. Cet écart est dû à une différence dans l’application de la méthode du coefficient de partage : dans l’évaluation des risques européenne, on utilise le coefficient de partage entre les matières en suspension et l’eau ; dans ce document, on utilise le coefficient de partage entre l’eau et les sédiments dans leur totalité.
Compartiment terrestre :
Pour le compartiment terrestre, seuls des essais à court-terme sur le 1,4-dichlorobenzène sont disponibles. La plus basse valeur est 96 mg/kg de poids sec (Eisenia andrei). Puisque des résultats sont disponibles uniquement pour les plantes et les invertébrés, un facteur d'extrapolation de 1 000 sera utilisé.
D’où :
PNECSOL = 96 µg/kg sol sec = 84,7 µg/kg sol humide
Prédateurs :
La Commission Européenne (CE, 2001) a retenu la NOAEL de 10 mg/kg/jour dans une étude de contamination par voie orale chez le chien. En utilisant un facteur de conversion de 10 pour obtenir la concentration dans la nourriture (CE, 1996), ce qui fait une NOAEL de 100 mg/kg nourriture, et un facteur d'extrapolation de 10 compte tenu du fait que cette étude est chronique, on obtient :
PNECORAL = 10 mg/kg nourriture
Bibliographie
Données technico-économiques
Dernière vérification le 29/03/2024
Tableaux de synthèse
Généralités
| CAS | 106-46-7 |
|---|---|
| SANDRE | 1166 |
| Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) | non |
| Substance soumise à autorisation dans Reach | non |
| Substance soumise à restriction dans Reach | oui |
| Substance extrêmement préoccupante (SVHC) | non |
| Réglementations |
FTE 2005 Importer Législation européenneLe 1,4 DCB est réglementé dans le rectificatif de la Directive 2004/73/CE de la Commission du 29 avril 2004, 29ième adaptation de la directive 67/548/CEE du Conseil qui concerne le rapprochement des dispositions législatives, réglementaires et administratives relatives à la classification, l'emballage et l'étiquetage des substances dangereuses (JOCE L216, 2004). La substance est ainsi classifiée : Xi; R36 : Irritant pour les yeux Carc. Cat. 3; R40 : Effet cancérogène suspecté. Preuves insuffisantes N; R50 53 : Très toxique pour les organismes aquatiques. Peut entraîner des effets néfastes à long terme pour l'environnement aquatique. Etiquetage : Xn; N R: 36 40 50/53 S: (2 )36/37 46 60 61 Le 1,4 dichlorobenzène est un biocide et est donc visé par la directive 98/8/CE du Parlement européen et du Conseil concernant la mise sur le marché des produits biocides et par le règlement (CE) No 2032/2003 de la Commission du 4 novembre 2003 aux fins des programmes d'examen de certaines substances. Le 1,4 DCB est également listé dans la Directive 76/464/CEE (transposée en législation française par l'arrêté du 2 février 1998) comme substance toxique ou néfaste à long terme pour l'environnement aquatique. Législation nationaleL'arrêté ministériel du 2 février 1998 modifié, relatif aux prélèvements et à la consommation d'eau ainsi qu'aux émissions de toute nature des installations classées pour la protection de l'environnement soumises à autorisation, impose une valeur limite de 1,5 mg.l-1 en moyenne mensuelle dans les rejets dont le flux dépasse 1 g.j-1. L'arrêté du 3 avril 2000 relatif à l'industrie papetière (JO du 17 juin 2000, p.9143) reprend les mêmes valeurs limites que l'arrêté du 2 février 1998. En application du décret 2005 378 du 20 avril 2005 relatif au programme national d'action contre la pollution des milieux aquatiques par certaines substances dangereuses, l'Arrêté du 20 avril 2005 établit une norme de qualité de 20 Mg.l-1 pour le 1,4 DCB dans les eaux de surface, les eaux de concentration, les eaux marines intérieures et internationales. Protection de l'environnementSa fabrication et son utilisation dans les installations classées pour la protection de l'environnement sont fortement réglementées2, et concernent la liste des rubriques ci après3 :
[2] Décret n°53 578 du 20 mai 1953 modifié relatif à la nomenclature des installations classées pour la protection de l'environnement mise à jour par le Ministère de l'écologie et du développement durable « Nomenclature des installations classées pour la protection de l'environnement » (2002). [3] La liste des rubriques mentionnées est indicative et ne se veut pas exhaustive. En France et en Europe, le 1,4 dichlorobenzène n'est pas directement concerné par le décret n° 2001–1220 du 20 décembre 2001 relatif aux eaux destinées à la consommation humaine à l'exclusion des eaux minérales naturelles et la Directive 98/83/CE du Conseil du 3 novembre 1998 relative à la qualité des eaux destinées à la consommation humaine (CE, 1998). Autre législationLa Swedish Pesticide Ordinance (1985 : 836) a, selon l'European Chemicals Bureau (ECB, 2004), interdit l'usage du 1,4 DCB comme pesticide depuis le 1er janvier 1990. Le U.S. Department of Labor (Occupational Safety & Health Administration4) impose une valeur limite d'émission dans l'air de 450 mg.m-3 pour le 1,4 DCB. |
| Classification CLP | Voir la classification CLP |
Production et utilisation
Production et ventes
Données économiques
FTE 2005 Importer
Fabrication
Le 1,4 dichlorobenzène est produit par chloration directe suivant une méthode continue utilisant du benzène liquide combiné à du chlore gazeux en présence d'un catalyseur (généralement de l'oxyde ferrique).
Le rapport entre les isomères 1,2 et 1,4 issus de cette réaction peut être influencé par le rapport entre benzène et chlore.
Après séparation par distillation et cristallisation, le 1,4 dichlorobenzène formé peut être conditionné et transporté sous forme solide ou liquide.
Dans l'Union européenne, le degré de pureté du 1,4 dichlorobenzène produit ou importé est compris entre 99,7 et 99,9 %.
Impuretés (Commission européenne, 2004)
- chlorobenzène: 0,05 %
- 1,2 dichlorobenzène: 0,01 %
- 1,3 dichlorobenzène: 0,01 %
- trichlorobenzène: 0,05 %
[4] http://www.osha.gov/index.html
Production
Selon l'ECB (2004), de 1987 à 1988 en Europe, on a produit de 33 000 à 35 000 tonnes par an de 1,4 DCB. Le niveau d'importation était en 1985 de 4 500 t.an-1 alors que 16 500 tonnes/an étaient exportées. La consommation en Europe était donc de 22 950 t.an-1 en 1985, en 1987 elle passait à 20 500 et à 16 400 en 1991. Les quantités totales produites et importées ont été pour 1994 rapportées par les producteurs et importateurs à 25 500 t.an-1 dont 10 000 tonnes importées. Selon Eurochlor (1999), la quantité exportée en dehors de l'Europe en 1994 serait de 14 835 t.an-1, ce qui établirait la consommation européenne de 1,4 DCB pour 1994 à 20 000 t.an-1. Ainsi, la production et la consommation Européenne de 1,4 DCB auraient sensiblement diminué au cours des années 90.
D'ailleurs, selon le Syndicat des Halogènes et Dérivés (SHD) (communication personnelle), en France, les chlorobenzènes ne seraient plus produits et utilisés que de façon marginale. Ainsi, en 1999, Eurochlor comptabilisait trois sites de production en Europe (Bayer AG en Allemagne, EniChem en Italie et Arkema en France), dont certains ont aujourd'hui disparu. Ainsi, l'usine Arkema de Jarrie a produit des chlorobenzènes jusqu'en 2002. Après études technico économiques, le maintien des unités de productions et de transformations de chlorobenzène est apparu impossible. Ces unités ont donc été démantelées et la production de chlorobenzène n'est plus une activité du groupe Arkema.
En revanche, la production de 1,4 –DCB semble encore importante aux Etats Unis. Ainsi, la production de 1,4 DCB aux Etats Unis est passée d'environ 6 800 tonnes en 1981 à 32 600 tonnes en 1993 (IARC 1999). Le volume de production rapporté par les industriels en 1998 et 2002 était de plus de 23 000 tonnes à 45 000 tonnes (ATSDR, 2004). Le taux historique de croissance entre 1989 et 1998 était de 1,1 % par an (CMR 1999).
Place de la substance dans l'économie française
En France, selon la DRIRE Alsace, la société Rhodia Organique Mulhouse Dornach produirait du 2,5 dichloronitrobenzène (à partir de 1,4 DCB). Selon le guide de la chimie 2004, les fabricants et distributeurs répertoriés pour le 2,5 dichloronitrobenzène sont Rhodia Chimie et Rhodia Organique. La même source donne une quinzaine de fabricants ou de distributeurs du 1,4 DCB en France. Toutefois, selon le SHD, seule l'usine Arkema de Jarrie produisait du 1,4 DCB, et cette activité a été arrêtée en 2002.
50 % du 1,4 DCB serait utilisé pour la production du 2,5 dichloronitrobenzène qui sert aux fabrications de pesticides et colorants. Les 50 % autres sont utilisés comme répulsifs antimites, désodorisants et blocs toilettes. Il est assez difficile à partir d'un intermédiaire de déterminer dans quelle classification NAF, il se situe. Souvent, il peut se décliner dans plusieurs catégories, c'est le cas du 1,4 DCB. On peut retenir par exemple ici les catégories NAF 24.5 A (savons, détergents et produits d'entretien) pour les répulsifs antimites, les désodorisants et les blocs de toilettes ; la catégorie NAF 24.1 C (colorants et pigments) et NAF 24.2 Z Produits agrochimiques pour les pesticides.
[6] http://www.lenntech.com/fran%C3%A7ais /adsorption.htm
Le secteur de la fabrication des savons, de parfums et produits d'entretien a consacré en 2003 un total d'environ 6 millions d'euros en investissements pour la protection de l'environnement pour un chiffre d'affaire d'environ 5 M d'euros (SESSI, résultats de l'EAE 2003).
Selon la même étude du SESSI, le chiffre d'affaire du secteur de fabrication de colorants et pigments était en 2003 d'un milliard d'euros et de la fabrication des produits agrochimiques d'autour de 5 milliards d'euros.
Impact économique des mesures de réduction
On peut estimer le coût de la réduction des émissions de COV par les industriels en étudiant le marché de la lutte contre les Composés Organiques Volatils. Celui ci a été estimé à 32,4 M € en 2004, en augmentation de 20% par rapport à 2003. Il devrait encore continuer à augmenter de 20% en 2005, pour atteindre 38,8 M€ (Actu® environnement, 2005).
Les coûts de traitements des COV sont très variables en fonction des techniques. Le tableau ci dessous indique quelques coûts (IPPC, 2001)7 :
[7] Voir également le paragraphe sur les traitements des effluents gazeux.
Utilisations
Introduction
FTE 2005 Importer
Le 1,4 dichlorobenzène est en grande partie employé pour la fabrication de 1,4 dichloro 2 nitrobenzène (2,5 – dichloronitrobenzène) utilisé dans les teintures et les pigments (INERIS, 2005). Selon l'ECB (ECB, 2004), pour la teinture dans le textile, il est principalement utilisé pour le polyester et la laine mais de plus en plus remplacé par des alkylnaphthalènes. L'OCDE SIDS, cite également l'utilisation du 2,5–dichloronitrobenzène comme intermédiaire pour la fabrication de pesticides, et d'absorbants d'UV. On n'a pas retrouvé de traces de l'utilisation de cette substance en tant que pesticide en France, ce qui présuppose soit qu'il n'est pas utilisé soit qu'il l'est de manière confidentielle. En particulier, elle n'est pas répertoriée en tant que substances active dans la base e phy du Ministère de l'Agriculture.
Le 1,4 DCB entre également dans la composition de répulsifs pour les mites et de désodorisants d'air ambiant, en particulier, blocs désodorisants utilisés dans les toilettes. Pour cette dernière application, son efficacité provient de sa forte odeur et de sa tension de vapeur élevée. Il serait aussi utilisé comme insecticide et comme larvicide.
Marginalement, le 1,4 DCB peut être utilisé dans le processus de fabrication de disques abrasifs poreux. Les disques sont séchés et cuits à 1 100 – 1 300 °C. Le 1,4 DCB est récupéré pendant la phase de séchage ou détruit pendant la phase de cuisson. La consommation européenne pour cet usage est estimée à 100 tonnes par an (ECB, 2004).
Selon l'ATSDR (ATSDR, 2004), il entre également dans la fabrication du 1,2,4– trichlorobenzène utilisé comme agent dégraissant et solvant industriel.
Le polyphénylène sulphide (PPS) (résine) contient du 1,4 DCB sous forme d'impureté à environ 0,01 %. Le PPS n'est pas produit en Europe depuis 1992 mais il est importé, son utilisation peut contribuer aux rejets totaux de 1,4 DCB dans l'environnement. D'ailleurs, selon l'ATSDR (2004), depuis quelques années, l'utilisation de 1,4 DCB dans la fabrication de la résine de PPS n'a cessé d'augmenter représentant aujourd'hui 25 à 50 % de son usage total aux Etats Unis.
La répartition des consommations de 1,4 DCB peut varier selon les sources d'information. Toutefois EuroChlor (1999) en dresse un bilan assez précis :
Tableau 1 : utilisation du 1,4 DCB en Europe en 1994 (source : Euro Chlor 1999)
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chiffres sont d'ailleurs confirmés par l'ECB (2004) selon lequel, sur les 16400 tonnes de 1,4 DCB consommées en 1991 en Europe, 7000 tonnes ont servi à la fabrication du 1,4 dichloro 2–nitrobenzène (2,5–dichloronitrobenzène), 4 500 tonnes à la fabrication de répulsifs et 3 500 tonnes dans celle des désodorisants d'air ambiant.
En Allemagne, 40 % du 1,4 DCB sont utilisés sous forme de blocs toilettes et 60 % sous forme de désodorisants d'air ambiant. Ainsi, en supposant le même ratio pour la consommation européenne, on en déduit que 1 270 tonnes par an de 1,4 DCB sont utilisées comme blocs toilettes et 2100 pour les désodorisants d'air ambiant.
Rejets dans l’environnement
Rejets dans l'environnement
FTE 2005 Importer
D'après la structure moléculaire du 1,4 DCB, aucune hydrolyse n'est attendue. Dans l'atmosphère, il réagit principalement avec les radicaux hydroxyles. Cette réaction étant assez lente, il a tendance à se répandre largement. Le 1,4 dichlorobenzène peut être classé comme "facilement biodégradable". Il n'y a pas de tests disponibles sur la biodégradation du 1,4 dichlorobenzène en eaux de surface.
Pour le sol et les sédiments, il n'y a pas de résultats disponibles de tests standardisés sur la biodégradation. Plusieurs tests avec des colonnes de sol recouvert d'eau indiquant que le 1,4 dichlorobenzène est dégradé sont disponibles. Mais aucun taux de dégradation ne peut être extrapolé à partir de ces tests.
Il n'y a pas de sources naturelles connues de 1,4 DCB. Les sources de rejet proviennent de sa production, de son utilisation en tant que produit intermédiaire et surtout des rejets provenant de la consommation des produits contenant la substance. En effet, le 1,4 DCB se déverse principalement dans l'atmosphère par l'utilisation de désodorisants d'air ambiant, de blocs toilettes et de répulsifs de mites.
Eurochlor estime que sur une consommation de 15 000 t.an-1 de 1,4 DCB, les émissions totales dans l'air et dans l'eau sont respectivement de 7258,2 t.an-1 et de 427 t.an-1 pour la production et l'utilisation (Euro Chlor, 1999).
EuroChlor rapporte les émissions de 1,4 dichlorobenzène (Euro Chlor, 1999) par les industriels européens dans l'air et dans l'eau.
Figure 1. Emissions industrielles de 1,4 dichlorobenzène (en kg) dans l'eau et dans l'air d'après Euro Chlor (1999)5 .
[5] http://www.eurochlor.org/COCEM
Ces graphiques confirment l'importance des rejets atmosphériques du 1,4 dichlorobenzène, puisque les quantités émises dans l'air sont 10 fois plus grandes que celles émises dans l'eau. On constate que pour l'ensemble des substances chlorées (y compris le 1,4 dichlorobenzène), entre 1985 et 2004, on observe une réduction de ~99% (en masse) des quantités rejetées dans l'eau et ~93% de celles rejetées dans l'air (Euro Chlor, 1999).
Dans le cadre de l'action nationale de recherche et de réduction des substance dangereuses dans l'eau, des mesures ponctuelles ont été réalisées à la sortie de près d'un millier d'ICPE. Il apparaît que le flux total de 1,4 dichlorobenzène issu de ces installations est de 1,7 kg.j 1 . Ces émissions proviennent essentiellement des industries chimiques et parachimique (88%) et des industries du traitement des cuirs et des peaux. Enfin, en région Rhône Alpes, où deux inventaires des rejets de micropolluants, par des établissements industriels, ont été réalisés en 1993 et 1998, on constate une baisse des émissions de 1,4 dichlorobenzène. Ainsi, le flux total qui représentait 10 kg.j 1 en 1993 a baissé à 4 kg.j 1 en 1998. Ces résultats, confirment que les émissions de 1,4 dichlorobenzène dans les milieux aquatiques diminuent.
Une étude plus complète a été réalisée par l'ECB (2004) sur les différentes voies d'émissions de 1,4 DCB. Cette étude est néanmoins antérieure à la fermeture du site Arkema de Jarrie .
Rejets provenant de la production de 1,4-DCB
Rejets dans les eaux de surface
Les rejets en eau de surface de 1,4 DCB sont très variables en fonction des trois sites de production identifiés en Europe. Le plus fort rejet est enregistré sur une installation ne possédant pas d'installation de traitement des effluents. Sur les 5 500 tonnes de 1,4 DCB produites, 3,2t sont rejetées dans les eaux de surface. Au niveau continental, l'émission de 1,4 DCB est estimée à 3,6 t.an-1 pour une production de 15 000 t.
Rejets atmosphériques
Les émissions dans l'air dues aux évaporations des stations d'épuration ne sont pas connues. Sur les trois sites de production, la plus forte émission est de 36,5 tonnes par an sur une production totale de 5 500 t.an-1. Au niveau continental les rejets sont estimés à 50,5 t.an-1.
Rejets provenant de l'utilisation comme intermédiaire
On se base sur (ECB, 2004).
Rejets dans l'eau
Aucune étude exhaustive n'a permis de mesurer les émissions dues uniquement à l'utilisation de 1,4 DCB comme intermédiaire réactionnel. Les estimations de l'ECB semblent montrer qu'elles sont équivalentes aux émissions dues à la production (3,45 t.an-1).
Rejets atmosphériques
Selon (ECB, 2004), le facteur d'émission de 1,4 DCB pour la fabrication du 1,4 dichloro 2 nitrobenzène serait de 0,058 % et sur les rejets dans les eaux usées, 50 % sont supposés s'évaporer dans l'air pendant le traitement. Le rapport en déduit que localement le rejet direct est de 0,6 t.an-1 et 0,5 t.an-1 via la station d'épuration, au niveau régional de 2 t.an-1 directement et 2 t.an-1 via les stations d'épuration et pour le niveau continental 2,3 t.an-1 direct et 2 t.an-1 via les stations.
Rejets provenant de la fabrication des désodorisants d'air ambiant et de répulsifs de mites
Rejets dans l'eau
Selon (ECB, 2004), la visite de trois sites de fabrication a montré qu'il n'y avait pas de rejets dans l'eau significatifs. Les opérations de nettoyage sont habituellement mécaniques sans rejets de résidus liquides ; Il semblerait qu'il y ait tout de même des rejets dans l'eau lors du test des produits finaux dans des toilettes expérimentales.
Selon l'enquête menée par ECB sur le plus gros fabricant, le 1,4 DCB sous sa forme solide est modifié. Il peut être ensuite mélangé à des parfums et des agents de surface et est compacté en petits blocs. Ces opérations se déroulent dans une aire confinée avec extraction de l'air. Les blocs sont alors transférés pour être emballés. Les machines sont nettoyées avec de l'air comprimé, aucune eau n'est utilisée. La poussière de 1,4 DCB ainsi collectée est alors recyclée ou incinérée.
La quantité de 1,4 DCB se retrouvant au final dans les déchets solides est estimée à 600 kg.an-1 (sur 2 000 t.an-1 utilisées par ce producteur).
Une tonne par an de 1,4 DCB est traitée différemment. Elle est mélangée à des agents de surface, des parfums, des colorants et des remplisseurs sous forme liquide (dans des moules). Les moules sont lavés trois fois pas an, 300 g de 1,4 DCB est rejeté avec l'eau du nettoyage pour chaque opération de lavage.
Globalement, ECB estime que les rejets dans l'eau consécutifs à la fabrication des désodorisants d'air ambiant/blocs toilettes et des répulsifs de mites sont négligeables au regard des rejets dus à son utilisation comme intermédiaire et à son usage direct dans les blocs de toilettes.
Rejets atmosphériques
Aucune donnée n'est disponible selon ECB, cependant le Technical Guidance Document de la Commission européenne (TGD, 1996) propose d'utiliser un facteur d'émission dans l'air par défaut de 1 %. Sur 7 240 t.an-1 transformées, le rejet serait donc de 72,4 t.an-1. ECB en déduit une émission de 29 t.an-1 au niveau local et régional et de 72,4 t.an-1 au niveau continental.
Rejets provenant de la production de disques abrasifs
On peut considérer que les rejets sont comparables à ceux de la production de blocs de toilettes et des répulsifs anti mites. Le rejet est principalement atmosphérique et les rejets via les eaux usées sont probablement négligeables.
La substance qui donne leur porosité aux disques est soit perdue par évaporation soit détruite dans le four de cuisson. En l'absence de précision, ECB considère que la totalité, à savoir les 100 tonnes, est rejetée dans l'air. En conclusion, le rejet continental est de 100 t.an-1, et au niveau local et régional il est estimé à 10 t.an-1.
Il s'agit ici de l'utilisation de 1,4 DCB en tant que désodorisant d'air ambiant, y compris blocs de toilettes, et répulsifs de mites.
Rejets dans l'eau
Selon Ware et West (1987), une partie du 1,4 DCB peut être émis dans l'atmosphère à travers les blocs de toilettes mais la plupart des émissions se feraient via les eaux usées. Ce qui paraît, selon ECB, assez peu probable comme conclusion car la plupart des blocs de toilettes sont accrochés aux toilettes et non à l'intérieur des réservoirs d'eau.
Frishe et al. (1981) ont estimé que la perte de poids d'un bloc de toilette était 20 à 30 % plus importante lorsqu'il était au contact de l'eau que lorsqu'il n'était au contact que de l'air.
Selon une hypothèse extrême, un tiers du bloc toilette finirait dans les eaux usées et le reste serait évaporé. ECB déduit donc de cette hypothèse que 420 tonnes par an seraient rejetées dans les eaux usées au niveau continental, 42 t.an-1 au niveau régional et 84 kg.an-1 au niveau local.
Rejets atmosphériques
Le 1,4 DCB utilisé dans les répulsifs anti mites est surtout émis dans l'air (4 070 t.an-1 en Europe).
3 170 t.an-1 de 1,4 DCB sont utilisées dans la fabrication de désodorisants d'air et de blocs de toilettes. Avec une répartition de 40 60 comme précédemment, on en conclut que les volumes utilisés sont de 1 270 t.an-1 dans les blocs de toilettes (section 2.2). Frische et al. (1981) estiment que 67 % des blocs de toilettes s'évaporent dans l'air pendant leur usage, autrement dit 851 t.an-1. Les désodorisants s'évaporent intégralement, soit 1 900 t.an-1.
Au total 6 821 t.an-1 sont rejetées dans l'air. Il faut y rajouter les 210 t.an-1 représentant l'évaporation (à hauteur de 50 % des 420 t.an-1, voir section 3.3.1) lors d'épuration des eaux usées. En définitive, au niveau continental, les émissions directes dans l'air sont de 6 821 t.an-1 et les émissions via les stations d'épuration de 210 t.an-1. Au niveau régional, on considère une émission directe de 682 t.an-1 et de 21 t.an-1 via les stations d'épuration. Les émissions locales sont négligées car diffuses.
Pollutions historiques et accidentelles
FTE 2005 Importer
La déchloration biologique en anaérobie de l'hexachlorobenzène (ou lindane) dans les boues d'épuration conduit in fine à la formation des dichlorobenzènes (le 1,2 , 1,3 et 1,4 ) (ATSDR, 2002).
Présence environnementale
Synthèse
FTE 2005 Importer
La présence de 1,4 dichlorobenzène dans l'environnement est uniquement d'origine anthropique.
Compte tenu de sa volatilité et de ses diverses utilisations par fumigation, pulvérisation et autres, la plupart des rejets dans l'environnement sont atmosphériques. Ils sont estimés à 98,9 %, le reste se répartissant entre l'eau (0,79 %), le sol (0,15 %), et les sédiments (0,16 %) (Commission Européenne, 2004).
Tableau 2. Partition du 1,4 dichlorobenzène entre les différents compartiments de l'environnement
Aux Etats Unis, les rejets dans les différents compartiments sont en 2001 (Cicads, 2004) :
- Emissions totales dans l'air : 37 t
- Rejets dans les eaux de surfaces : 0,51 t
- Rejets dans les sols : 0
- Rejet total sur les sites : 42 t
- Rejet total hors des sites : 0,69 t
Perspectives de réduction
Réduction des rejets
Réduction des émissions industrielles
FTE 2005 Importer
Le 1,4 Dichlorobenzène peut être éliminé par incinération : 1) en enrobant le p dichlorobenzène dans du papier ou tout autre matériel inflammable et en le brûlant dans une chambre à combustion appropriée équipée d'un dispositif de nettoyage des gaz résiduaires. 2) en dissolvant le 1,4 dichlorobenzène dans un solvant inflammable (tel que l'alcool) et en le pulvérisant dans une chambre à combustion appropriée équipée d'un dispositif de nettoyage des gaz résiduaires (UNEP, 1985, p. 101).
Les composés halogénés peuvent être éliminés par incinération à condition d'être mélangés avec d'autres déchets compatibles ou des carburants de sorte que le mélange contienne moins de 30% d'halogènes et la valeur calorifique soit de 7000 à 9000 BTU/1b. L'injection liquide, le four rotatoire, et les incinérateurs à lit fluidifié sont typiquement employés pour détruire les déchets liquides halogénés. Les températures d'au moins 1100 à 1200 °C et de temps de séjour de plus de 2 secondes sont exigés pour la destruction des hydrocarbures aromatiques halogénés (USEPA, 1985).
Le 1,4 DCB est un candidat potentiel pour l'incinération en four rotatoire, avec une température ambiante de 820 à 1 600 °C, et un temps de séjour en secondes pour les liquides et les gaz, et en heures pour les solides (USEPA; 1981).
Le 1,4 DCB étant un COV, le traitement des effluents gazeux contenant de tels composés peut s'y appliquer.
Le tableau ci dessous présente les différents procédés applicables aux traitements des COV (IPPC, 2001)
Dans les stations d'épuration, Il est difficile de trouver un procédé de traitement spécifique adapté aux chlorobenzènes. De plus, la décomposition de composés organiques halogénés par des traitements biochimiques peut poser quelques problèmes. Leur décomposition est parfois difficile ou impossible pour les micro organismes et la concentration des effluents doit rester la plus stable et la plus basse possible. Pour résoudre ces problèmes on peut effectuer des traitements primaires, soit avec du charbon actif, soit par un procédé thermochimique (oxydation à haute température et basse pression) (Dilla, W., et al., 1995 ). Dans ce dernier cas, on peut également utiliser des catalyseurs qui vont aider à la réaction d'oxydation. Dans le cas du charbon actif, plusieurs sources (Lenntech6, chemviron Carbon, correspondance personnel) indiquent que le chlorobenzène présente une très grande probabilité d'être efficacement adsorbé sur le charbon actif. Dans l'étude mené par l'ECB (2004), une installation utilisant du 1,4 dichlorobenzène traite ses effluents aqueux à l'aide d'un tel procédé. Pour 1 200 tonne de 1,4 DCB utilisées, seulement 2,5 kg.an-1 sont rejetées dans les eaux de surface.
Alternatives aux usages
Produits de substitution
FTE 2005 Importer
La grande majorité des émissions de 1,4 DCB provient de son utilisation dans les désodorisants d'air ambiant, les blocs de toilettes et les répulsifs anti mites. Selon Euro Chlor (Euro chlor, 1999), 98 % des émissions proviennent de l'utilisation par le public de la substance. Or, ces produits sont toxiques et ne présentent qu'une efficacité limitée compte tenu de leur toxicité selon Ecoconso et l'Observatoire Bruxellois de la Consommation Durable (OBCD).
Les produits de substitution pour les biocides existent et sont naturels concernant les répulsifs de mites. D'après l'OBCD, les mites fuient les substances très odorantes, comme la lavande, le romarin, le tabac, le camphre ou le bois de cèdre. De nombreux produits à base de ces substances existent sur le marché. Les désodorisants d'intérieur peuvent être limités en aérant les pièces et les blocs de toilettes par un nettoyage plus répétés des sanitaires (entraînant cependant une plus grande utilisation de produits de nettoyage).
Conclusion
FTE 2005 Importer
Le 1,4 dichlorobenzène est un composé aromatique halogéné volatil. Il est utilisé essentiellement pour la synthèse du 2,5 dinitrochlorobenzène, et comme solvant. Les émissions de 1,4 dichlorobenzène se font avant tout vers l'atmosphère, et sont dues aux rejets industriels des usines de production ou d'utilisation et à l'usage domestique des produits contenant la substance.
Les émissions dans les milieux aquatiques du 1,4 DCB sont relativement faibles en comparaison des émissions vers l'atmosphère.
Si l'on s'intéresse uniquement aux rejets dans l'eau, l'effort doit sans doute porter sur l'utilisation du 1,4 DCB en tant que produit de synthèse organique, notamment dans la fabrication du 2,5 dichloronitrobenzène et dans l'utilisation de celui ci dans la fabrication de pigments et colorants. Les procédés d'incinération et d'utilisation de circuits fermés peuvent contribuer à réduire les émissions.
Pour réduire les rejets de 1,4 DCB de façon efficace, il faut également agir sur les désodorisants d'intérieur, les antimites et les blocs toilettes. Une interdiction des produits contenants la substance pourrait être envisagée à une échelle de temps raisonnable afin que les industriels utilisent les substituts naturels déjà existants.
Bibliographie
Archives
Dernière vérification le 29/03/2024
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