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Chlorprophame (101-21-3)
Informations générales
Dernière vérification le 29/03/2024
Identification
Numero CAS
101-21-3
Nom scientifique (FR)
Chlorprophame
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (FR)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
202-925-7
Code SANDRE
1474
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C10H12ClNO2 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
CC(C)OC(=O)Nc1cccc(Cl)c1
Classification CLP
Type de classification
Harmonisée
ATP insertion
ATP01
Description de la classification
Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP
H351
H373
H411
| 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 | - |
| Mention du danger - Code | H373 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Risque présumé d'effets graves pour les organes (indiquer tous les organes affectés, s'ils sont connus) à la suite d'expositions répétées ou d'une exposition prolongée (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 | Toxicité spécifique pour certains organs cibles (exposition répétée) |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H411 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | 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 | - |
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
213.70 g/mol
Tableau des paramètres
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Bibliographie
Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 29/03/2024
Matrices
Milieu eau douce
Milieu sédiment eau douce
Milieu terrestre
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Persistance
Biodégradabilité
Dégradabilité abiotique
Hydrolyse :
Cette substance résiste à l'hydrolyse. DT50 > à 365 jour(s) à 20 °C et au pH de 4, 7 et 9 (E.C., 2003)
Photolyse :
La photolyse du chlorprophame n'est pas une voie
importante de dégradation dans l'environnement ; DT50 = 83,3 jours (moyenne annuelle du spectre solaire en Europe centrale)
50 DT= 47,4 jours (irradiation en mai)
(AGRITOX, 2004)
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Bioaccumulation
Organismes aquatiques
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Conclusion sur la bioaccumulation
Bioaccumulation :
Une étude sur 74 jours a été réalisée sur Oncorhynchus mykiss. Suite à une exposition de 60 jours et à une période de dépuration de 14 jours. Un BCF de 144 (corps entier) a été déterminé. La vitesse de dépuration des organismes est rapide, elle est de 90% après 2 jours.
Un BCF de 144 est utilisé dans la détermination des normes de qualité.
En l'absence de BMF mesuré, le document guide technique européen pour la dérivation des NQE recommande l'utilisation des valeurs par défaut suivantes pour ce qui est de la prise en compte de la bioamplification : BMF1 = BMF2 = 1. (Caldwell, 2001, cité par E.C., 2003E.C., 2011)
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
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.
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.
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.
TOXICITÉ
(1) Cette VTR a été déterminée par l'EFSA (2003), par le JMPR (2005), par l'US EPA RED (1996), par l'ANSES (2004) ; par le RIVM (2011) et par le NRA (1997). Cette valeur est retenue par l'INERIS.
(2) Cette VTR a été déterminée par l'US EPA IRIS (1988).
Choix de la VTR
Deux VTR sont disponibles pour le chlorprophame, une de 50 µg/kgcorporel/j, proposée par plusieurs organismes, tels que l'EFSA (2003), le JMPR (2005) et l'US EPA RED (1996), inter alia, et une autre de 200 µg/kgcorporel/j, proposée par l'US EPA IRIS (1988).
La première provient d'une étude d'exposition chronique chez le chien, dans laquelle un NOAEL de 5 mg/kgcorporel/j fondé sur les effets sur la thyroïde et les hormones T3 et T4, tandis que l'US EPA IRIS (1988) s'est basée sur un NOAEL de 50 mg/kgcorporel/j pour une étude sur la reproduction chez le rat.
L'effet le plus critique, observé chez l'espèce la plus sensible à la dose la plus faible testée, est l'altération des hormones thyroïdiennes, rapporté chez le chien. La VTR de 50 µg/kgcorporel/j, appuyée sur les altérations de la thyroïde, est protectrice pour les effets décrits sur la descendance. C'est cette valeur qui est retenue pour l'établissement de la VTR.
Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
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Autres valeurs des organismes reconnus
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
Le chlorprophame a été évalué dans le cadre de la Directive 91/414/CEE (C.E., 1991). Le rapport d'évaluation (Draft Assessment Report) proposé par l'Etat membre rapporteur (Pays-Bas) et son addendum ont été publiés en 1999 et en 2003, respectivement.
Un rapport d'évaluation de l'US-EPA (US-EPA, 1996) et un rapport de l'institut national pour la santé publique et l'environnement des Pays-Bas (RIVM, 2011) sont disponibles.
Le chlorprophame est pré-enregistré auprès de l'agence européenne des produits chimiques (ECHA) (EC n° 202-925-7).
Evaluation existantes :
US EPA 1996 : Reregistration eligibility decision (RED) for chlorpropham. Reregistration eligibility decision chlorpropham, list A, case 0271. Environmental protection agency, office of pesticide programs, special review and reregistration division. Octobre 1996.
E.C. 2003 : ADDENDUM, to the draft assessment report and proposed decision of The Netherlands prepared in the context of the possible inclusion of chlorpropham in Annex I of Council Directive 91/414/EEC.3
RIVM 2011 : Environmental risk limits for chlorpropham in water, RIVM letter report 601714017/2011.
Effets endocriniens :
Le chlorprophame n'est pas cité par la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004 ; E.C., 2007) 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).
Des effets sur la thyroïde et sur les hormones T3 et T4 sont cependant notés dans la littérature analysée dans ce document.
Critères PBT / POP :
La substance n'est pas citée dans les listes PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou POP2 (PNUE, 2001).
Normes de qualité existantes :
En 2011, le RIVM a déterminé des valeurs guide
environnementales nationales pour les Pays-Bas :
MPC_water : 4 µg.L-1
MPC_saltwater : 0,8 µg.L-1
MAC_eco, saltwater : 4,3 µg.L-1
MAC_eco_water : 43 µg.L-1
MPC_dw, hh : 0,1 µg.L-1
- U.E.: 0,1 µg.L-1 pour l'eau destinée à la production d'eau potable (pesticides) (C.E., 1998)
Substance(s) associée(s) :
Métabolites :
isopropyl (3-chloro-4-methoxyphenyl)carbamate3-chloroaniline
[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).
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 validées par l'INERIS ou ont fait l'objet d'une validation collective par l'EFSA et le RIVM.
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.
ÉCOTOXICITÉ
ÉCOTOXICITÉ AQUATIQUE AIGUË
[*] Moyenne géométrique des résultats de différentes études de même durée pour un même critère d'effet, en accord avec les recommandations de l'E.C. (2011)
ÉCOTOXICITÉ AQUATIQUE CHRONIQUE
[*] Moyenne géométrique des résultats de différentes études de même durée pour un même critère d'effet, en accord avec les recommandations de l'EC 2011
Valeurs de danger
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Synthèse
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 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.
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 pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2011). 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 (E.C., 2011). 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.
ÉCOTOXICITÉ POUR LES VERTEBRES TERRESTRES
TOXICITÉ ORALE POUR LES MAMMIFÈRES
L'étude de toxicité chronique présentée dans le tableau ci-dessus est celle décrite par la JMPR, par l'EFSA, par l'US EPA RED et par d'autres organismes (voir « Choix de VTR ») pour déterminer la VTR du chlorprophame (E.C., 2002; JMPR, 2005; US-EPA, 1996).
Concernant les études sur la reproduction, le tableau ci-dessus présente les études les plus pertinentes parmi celles résumées dans le rapport IPCS-INCHEM, 2000. L'étude qui présente l'effet le plus critique observé chez la descendance est celle sur deux générations chez le rat (Schroeder 1983). Cette étude n'est pas publiée mais elle est citée dans les rapports US-EPA, 1988 ; IPCSINCHEM, 2000. Le NOAEL à retenir est 50 mg/kgcorporel/j, basé sur l'apparition de granules pigmentés dans la rate, le foie et les reins, ainsi que sur l'hyperplasie cellulaire dans la moelle osseuse, observées dès 150 mg/kgcorporel/j (LOAEL). Cependant, il est à noter que les niveaux rencontrés pour ces effets, ainsi que pour les autres effets chez la mère et sur le développement, sont supérieurs à ceux retenus pour l'établissement de la VTR.
TOXICITÉ 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
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Valeurs réglementaires
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 la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011). 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 guide technique européen (E.C., 2011).
En ce qui concerne les organismes marins, selon le guide technique pour la détermination de normes de qualité environnementales (E.C., 2011), la sensibilité des espèces marines à la toxicité des substances organiques peut être considérée comme équivalente à celle des espèces dulçaquicoles, à moins qu'une différence ne soit montrée.
Moyenne annuelle (AA-QSwater_eco et AA-QSmarine_eco) :
Une concentration annuelle moyenne est déterminée pour protéger les organismes de la colonne d'eau d'une possible exposition prolongée.
Pour le chlorprophame, on dispose de données aiguës pour trois niveaux trophiques. Les plantes aquatiques représentent le taxon le plus sensible au chlorprophame lors d'études chroniques. L'AAQS doit donc être calculée à partir de la plus faible des données chroniques, soit la NOEC (72h) de 0,04 mg.L-1 obtenue pour la microalgue, Scenedesmus quadricauda, en lui appliquant, conformément au guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011), un facteur d'extrapolation de 10. L'INERIS propose donc la valeur suivante :
En ce qui concerne les organismes marins, on ne dispose pas de données aiguës. En revanche, on dispose d'une donnée chronique (test embryo-larvaire) pour un taxon marin dit additionnel, l'échinoderme Lytechinus pictus. Cependant, le jeu de données disponible n'est pas suffisant pour le chlorprophame afin de mettre en évidence une différence de sensibilité entre les espèces marines et dulçaquicoles. Pour le milieu marin, le facteur d'extrapolation appliqué doit prendre en compte les incertitudes additionnelles telles que la sous-représentation des taxons clés et une diversité d'espèces plus importante. Par conséquent et conformément au guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011) un facteur d'extrapolation de 50 s'applique pour déterminer la AA-QSmarine_eco. L'INERIS propose donc la valeur suivante :
Concentration Maximum Acceptable (MAC et MACmarine)
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 (E.C., 2011).
Pour le chlorprophame, on dispose de données aiguës pour trois niveaux trophiques. Selon le document guide technique pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011), pour cet herbicide dont le mode d'action est connu et pour lequel des essais sont disponibles pour le taxon le plus sensible (algues et plantes aquatiques), un facteur d'extrapolation de 10 est appliqué sur la plus faible donnée disponible (EC50 de 0,43 mg.L-1 obtenue pour Chlamydomonas eugametos) pour calculer la MAC. L'INERIS propose donc la valeur suivante :
En ce qui concerne les organismes marins, le jeu de données disponible pour le chlorprophame ne permet pas de mettre en évidence une différence de sensibilité entre les espèces marines et dulçaquicoles. Pour les mêmes raisons que pour l'eau douce, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour déterminer la MACmarine_eco pour le milieu marin conformément au guide technique européen de dérivation des NQE (E.C., 2011). L'INERIS propose donc la valeur suivante :
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., 2011). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés (E.C., 2011).
Pour le chlorprophame, un facteur de 30 est appliqué en accord avec le guide technique européen (E.C., 2011) car la durée du test retenu est de 60 semaines (étude considérée comme chronique). A partir d'une NOEC de 200 mg.kg-1biota (soit un NOAEL de 5 mg/kg pc/j chez le chien), on obtient :
- à une concentration dans l'eau douce selon la formule suivante :
- à une concentration dans l'eau marine selon la formule suivante :
Avec :
BCF : facteur de bioconcentration,
1 BMF: facteur de biomagnification,
2 BMF: facteur de biomagnification additionnel pour les organismes marins.
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). En l'absence de valeurs mesurées pour le BMF, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le tableau 4-6, page 123, du guide technique européen (E.C., 2011).
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 chlorprophame, un BCF de 144 et un BMF1 = BMF2 de 1 (cf. E.C., 2011) ont été retenus. On a donc :
NORME DE QUALITÉ POUR LA SANTE HUMAINE VIA LA CONSOMMATION DES PRODUITS DE LA PÈCHE (QSBIOTA_HH)
La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (E.C., 2011) :
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 correctif 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 50 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus),
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- Fsécurité : facteur additionnel = 3 pour les effets cancérogènes de la substance,
- Cons. Journ. Moy : une consommation journalière moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour.
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 journaliers contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2011).
Pour le chlorprophame, 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 :
- à une concentration dans l'eau douce selon la formule suivante :
- à une concentration dans l'eau marine selon la formule suivante :
Pour le chlorprophame, on obtient donc :
NORME DE QUALITÉ POUR LA SANTE HUMAINE VIA L'EAU DE BOISSON (QSdw_hh)
En principe, lorsque des normes de qualité dans l'eau de boisson existent, soit dans la Directive 98/83/CE (C.E., 1998), soit déterminées par l'OMS, 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 chlorprophame, la Directive 98/83/CE fixe une valeur de 0,1 µg.L-1.
A titre de comparaison, la valeur seuil provisoire pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (E.C., 2011):
Ce calcul tient compte de :
- la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 50 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus),
- Cons.moy.eau [L.j-1] : une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- un facteur correctif de 10% (soit 0,1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.
- Fsécurité : facteur additionnel = 3 pour les effets cancérogènes de la substance,
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.
Ainsi, la norme de qualité correspondante dans l'eau brute se calcule de la manière suivante :
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 chlorprophame, on obtient :
La valeur la plus protectrice, fixée par la directive 98/83/CE est proposée comme norme de qualité pour l'eau destinée à la production d'eau potable.
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Synthèse
VALEUR GUIDE POUR LES ORGANISMES BENTHIQUES (QSSED ET QSSED-MARIN)
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 pour les organismes aquatiques.
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.
Une valeur guide de qualité pour le sédiment peut être alors calculée selon l'équation suivante (E.C., 2011) :
RHOsed : masse volumique du sédiment en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le document guide technique européen (E.C., 2011) est utilisée : 1300 kg.m-3 .
Ksed-eau : coefficient de partage sédiment/eau en m3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par le guide technique européen (E.C., 2011) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0,8 + 0,025 * Koc soit Ksed-eau = 0,8 + 0,025 * 270 = 7,55 m3/m3
Pour le chlorprophame, on obtient :
La concentration correspondante en poids sec peut être estimée en tenant compte du facteur de conversion suivant :
Avec :
Fsolidesed : fraction volumique en solide dans les sédiments en [m3solide/m3susp]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le document guide technique européen (E.C., 2011) est utilisée : 0,2 m3/m3 .
RHOsolide : masse volumique de la partie sèche en [kgsolide/m3solide]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le document guide technique européen (E.C., 2011) est utilisée : 2500 kg.m-3 .
Pour le chlorprophame, la concentration correspondante en poids sec est :
Selon la même approche que pour le sédiment d'eau douce, une valeur guide de qualité pour le sédiment marin peut être calculée selon la formule suivante :
Pour le chlorprophame, on obtient :
QSsed-marin wet weight = 4,65 µg.kg-1poids humide
La concentration correspondante en poids sec est alors la suivante: QSsed-marin dry weight = 12,08 µg.kg-1sed poids sec
Le log Kow 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 substance 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.
Par ailleurs, certains organismes benthiques peuvent ingérer les particules sédimentaires, et donc être contaminés par la fraction de substance adsorbée sur ces particules, ce qui n'est pas pris en compte par la méthode.
PROPOSITION DE VALEUR GUIDE ENVIRONNEMENTALE (VGE)
Elle est définie à partir de la valeur la plus protectrice parmi tous les compartiments étudiés.
Pour le chlroprophame, la norme de qualité pour l'eau destinée à la production d'eau potable est la valeur la plus faible pour l'ensemble des approches considérées.
VALEURS GUIDES POUR LES ORGANISMES BENTHIQUES
Bibliographie
Données technico-économiques
Dernière vérification le 29/03/2024
Tableaux de synthèse
Généralités
| CAS | 101-21-3 |
|---|---|
| SANDRE | 1474 |
| Usages principaux |
Mini-FTE Importer Produit phytosanitaire de la famille des carbamates avec 2 types de fonction : -Herbicide ciblant les dicotylédones et destiné aux cultures légumières (chicorée, échalote, oignon), cultures ornementales (arbres et arbustes, bulbes, cultures florales et plantes vertes). -Régulateur de croissance : antigerminatif par inhibition ou suppression des germes des pommes de terre. |
| Autres informations d'usage |
Mini-FTE Importer -Inclusion dans des articles: Non -Large utilisation dispersive: Oui -Principaux produits de dégradation dans l'eau: le chlorprophame résiste à l'hydrolyse, la photolyse et est considéré comme facilement biodégradable, néanmoins ses métabolites dans l'eau n'ont pas été identifiés. -Secteurs NAF identifiés comme usagers:
|
| Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) | non |
| Substance soumise à autorisation dans Reach | non |
| Substance soumise à restriction dans Reach | non |
| Substance extrêmement préoccupante (SVHC) | non |
| Réglementations |
Mini-FTE Importer Classification CLP harmonisée : Carc. 2, STOT RE 2, Aquatic Chronic 2. Norme de Qualité Environnementale (NQE) - Eaux douces de surface : 4 µg.L-11 . Le chlorprophame fait partie des polluants spécifiques de l'état écologique des eaux de surface, des paramètres de l'analyse photographique du contrôle de surveillance de l'état chimique des eaux souterraines complémentaires pour la métropole ainsi que des paramètres de l'analyse intermédiaire du contrôle de surveillance de l'état chimique des eaux souterraines2 . Cette substance active n'est plus approuvée dans l'Union Européenne pour un usage pesticide depuis le 31/07/2019, mais son utilisation est autorisée en France jusqu'au 08/10/20203 . L'utilisation par les personnes publiques4 du chlorprophame dans les espaces publics (parcs et jardins, forêts, voiries...) est interdite depuis le 1er janvier 2017, sa vente aux particuliers ainsi que sa détention et son utilisation par ces derniers sont proscrites depuis le 1er janvier 20195,6. [1] Arrêté du 25 janvier 2010 modifié relatif aux méthodes et critères d'évaluation de l'état écologique, de l'état chimique et dupotentiel écologique des eaux de surface pris en application des articles R. 212-10, R. 212-11 et R. 212-18 du code de l'environnement [2] Arrêté du 25 janvier 2010 modifié établissant le programme de surveillance de l'état des eaux en application de l'article R. 212-22du code de l'environnement [3] Règlement d'exécution (UE)2019/989de la commission du 27 juin 2018 [4] État, collectivités territoriales et leurs groupements, établissements publics [5] Loi n° 2015-992 du 17 août 2015 relative à la transition énergétique pour la croissance verte [6] loi Labbé ») Loi n°2014-110 du 6 février 2014 (dite «  [7] Les ventes de chlorprophame sont issues du tableau de bord de la BNV-D, lui-même basé sur les déclarations des distributeurs sous forme de bilans ou de registres obligatoires. Les quantités des années précédentes peuvent évoluer en fonction des versements de bilans et registres rectifiés, elles ne sont définitives que lorsque 3 années se sont écoulées après l'année de vente. |
| Classification CLP | Voir la classification CLP |
Volume de production
| France |
Mini-FTE Importer PAS |
|---|---|
| UE |
Mini-FTE Importer PAS |
| Monde |
Mini-FTE Importer PAS |
Consommation
| Volume de consommation en France |
Mini-FTE Importer Ventes de chlorprophame en France en 2018 : 84 tonnes7 . Les ventes nationales de chlorprophame sont relativement stables depuis 2009 : elles oscillent entre 57 et 84 tonnes. |
|---|
Présence dans l'environnement
| Eaux de surface |
Mini-FTE Importer La base de données Naiades recense 23 154 mesures de chlorprophame dans les eaux de surface en France en 2017. Parmi ces mesures, 393 (soit 2%) présentent des concentrations de chlorprophame supérieures à la limite de quantification comprise entre 0,001 et 0,1 µg.l-1. La concentration médiane en chlorprophame des échantillons dont la concentration est quantifiable s'élève à 0,018 µg.l-1, un niveau de concentretion bien inférieur à la NQE. Quant à la concentration maximale en chlorprophame, elle s'élève à 2,4 µg.l-1 et correspond à deux prélèvements effectués dans des cours d'eau : l'un dans la région Provence-Alpes-Côte d'Azur et l'autre dans la région Auvergne-Rhône-Alpes. |
|---|---|
| Eaux souterraines |
Mini-FTE Importer La base de données ADES répertorie 12 319 mesures de chlorprophame dans les eaux souterraines en France en 2017. Parmi ces mesures, 3 d'entres elles présentent des concentrations en chlorprophame supérieures à la limite de quantification (comprise entre 0,001 et 0,5 µg.l-1), ces 3 concentrations sont comprises entre 0,001 et 0,08 µg.l-1, et correspondent à des prélèvements effectués dans les régions Provence-Alpes-Côte d'Azur, Nouvelle Aquitaine et Pays de la Loire. |
| Air |
Mini-FTE Importer En se référant à la constante d'Henry du chlorprophame (de 0,047 Pa.m3.mol-1 à 25°C) et aux éléments interprétatifs fournis par l'université de l'Hertfordshire8 , le chlorprophame ne présente pas en théorie de risque significatif de transfert vers l'air depuis la colonne eau. En 2018 Lig'Air a mené une étude de contamination de l'air par les produits phytosanitaires dans la région Centre-Val de Loire au cours de laquelle le chlorprophame a détecté une fois (en milieu urbain) parmi les 150 prélèvements effectués, avec une concentration de 0,46 ng.m-3 . |
| Sols |
Mini-FTE Importer INCONNUE |
Réduction des émissions et substitutions
| Autres commentaires |
Mini-FTE Importer |
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Bibliographie
Archives
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Documents
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