Identification

Code EC

Code SANDRE

Numéro CIPAC

Classement transport

Classification CLP

Mentions de danger

Méthodes analytiques

Introduction

Air

Eau

Sol

Autres milieux

Programmes

Généralités

Poids moléculaire

191.90 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 29 mg.L-1
pH = 4, 24°C
INERIS (2011) p.24
Hydrosolubilité 7 mg.L-1
pH = 8, 24°C
INERIS (2011) p.24
Hydrosolubilité 8 mg.L-1
pH = 7, 24°C
INERIS (2011) p.24
Constante de dissociation (pKa) 4.2 - INERIS (2011) p.24
Pression de vapeur 0.00015 Pa
25°C
INERIS (2011) p.24
Pression de vapeur 9,00E-05 Pa
20°C
INERIS (2011) p.24
Constante de Henry 0.0036 Pa.m3.mol-1
24°C
INERIS (2011) p.24
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 1.48 - Expérimentation FOOTPRINT
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 1.5 -
à 20°C, pH = 7 et 9
INERIS (2011) p.24
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Matrices

Atmosphère

Milieu eau douce

VGE/NQE Importer

Volatilisation :

D'après la constante de Henry, la carbendazime est peu volatile à partir des eaux de surface. (HSDB, 2011)

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

VGE/NQE Importer

Adsorption :

Les valeurs de Koc (200 • 246 L.kg-1), montrent que la carbendazime s'accumule de façon modérée sur les sédiments. L'adsorption augmente quand le pH est faible. (E.C., 2007EFSA, 2009)

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 200 L.kg-1
valeur minimale
INERIS (2011) p.24
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 246 L.kg-1
valeur maximale
INERIS (2011) p.24
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 400 L.kg-1 Expérimentation FOOTPRINT
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Persistance

Biodégradabilité

VGE/NQE Importer

Biodégradabilité :

Un test du MITI (I) réalisé avec 100 mg.L-1 de carbendazime a mis en évidence que la carbendazime ne se biodégrade pas (0 % après 4 semaines). Certaines études ont néanmoins montré que la substance se biodégrade plus facilement lorsque les souches microbiennes sont pré-adaptées.

La carbendazime peut être considérée comme étant non facilement biodégradable.
(HSDB, 2011 E.C., 2007)

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Biodégradabilité non facilement biodégradable -
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Dégradabilité abiotique

VGE/NQE Importer

Hydrolyse :

Temps de demi-vie jours :
pH \ Température
(déterminés 22 °C)

(sur un 50 °C) (essai de 30 70 °C)

(IPCS, 1993 E.C., 2007)

Photolyse :

La photodégradation de la carbendazime semble être négligeable (10 % de perte observée après 30 heures d'exposition à la lumière naturelle).

La substance est stable dans l'eau à pH 5. (IPCS, 1993E.C., 2007)

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrolyse 124 j
pH = 9
INERIS (2011) p.24
Hydrolyse 350 j
pH = 5 et 7, 22°C
INERIS (2011) p.24
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Atmosphère

Milieu eau douce

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Conclusion sur la persistance

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

Organismes terrestres

Organismes sédimentaires

Conclusion sur la bioaccumulation

VGE/NQE Importer

Bioaccumulation/ Biomagnification :

La bioaccumulation de la carbendazime a été étudiée au cours d'un essai de 28 jours sur Lepomis macrochirus exposés à 0.018 mg.L-1 et 0.17 mg.L-1 (IPCS, 1993). Les concentrations mesurées dans les tissus étaient relativement faibles (BCF compris entre 4 et 27) mais celles retrouvées dans les viscères étaient bien supérieures (BCF compris entre 380 et 460). Une autre étude avec Lepomis macrochirus est répertoriée dans (IPCS, 1993) et montre qu'à des concentrations de

  • 0.05mg.L-1 et 5 mg.L-1, aucune bioconcentration significative n'est observée. D'autres BCF expérimentaux allant de 0.6 à 3.5 sont cités dans (HSDB, 2011). Ces valeurs, ainsi que celle calculée par la méthode QSAR à partir d'un log Kow de
  • 1.5(BCF = 2.9) suggèrent que la bioconcentration chez les organismes aquatiques n'est pas un phénomène important.

Un BCF de 23 (EFSA, 2009) est utilisé dans la détermination des normes de qualité ce qui correspond à un BMF1 de 1 auquel s'ajoute pour les organismes marins un BMF2 de 1 (IPCS, 1993 HSDB, 2011 EFSA, 2009)

Introduction

Toxicocinétique

Equivalents biosurveillance

Toxicité aiguë

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Effets cancérigènes

Effets génotoxiques

Effets sur la reproduction

Effets sur le développement

Autres Effets

Valeurs accidentelles

Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises

Autres seuils accidentels

Valeurs réglementaires

Valeurs guides

Valeurs de référence

Introduction

VGE/NQE Importer

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.

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 l'EFSA. (2) Cette VTR a été déterminée par l'UE

Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS

Autres valeurs des organismes reconnus

Introduction

VGE/NQE Importer

Evaluations existantes :

EFSA, 2009
DG-SANCO (E.C., 2007)

Effets endocriniens :

La Carbendazime n'est pas citée dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C.,

2004, E.C., 2007).

Dans le rapport d'étude de la DG ENV, la Carbendazime est citée dans la mise à jour de la liste prioritaire des perturbateurs endocriniens à faible tonnage (Petersen et al., 2007). Pour la santé humaine, cette substance fait partie des perturbateurs endocriniens de catégorie 2 (effets endocriniens potentiels). Pour la faune sauvage, elle fait partie de la catégorie 3 (pas d'effet endocrinien avéré).

Critères PBT / POP :

La substance ne remplit pas les critères PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou POP2 (PNUE, 2001)

Normes de qualité existantes(ETOX, 20113) :

  • Allemagne : Norme de qualité pour la protection des eaux de surface, = 0.3 µg.L-1
  • Pays-Bas : Norme de qualité pour les eaux de surface destinées au captage d'eau des digues, = 0.11 µg.L-1 (dissous)

Substance(s) associée(s) :

[M1] Métabolite 1 : 2-aminobenzimidazole
[M2] Métabolite 2 : 5-hydroxymethylbenzimidazole carbamate

[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 (http://webetox.uba.de/webETOX/index.do) ne sont données qu'à titre indicatif ; elles n'ont donc pas fait l'objet d'une validation par l'INERIS.

Dangers

Description

VGE/NQE Importer

Dans les tableaux ci-dessous, les 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.

Le tableau ci-dessous répertorie les données d'écotoxicité aiguë jugées pertinentes pour notre étude.

Valeurs de danger

Synthèse

Biote

VGE/NQE Importer

Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur les prédateurs via la consommation d'organismes aquatiques contaminés (appelés biota, 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 projet de guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2010). 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., 2010). 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.

(1) NOEL : No Observed Effect Level

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

  1. 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) ;
  2. 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

VGE/NQE Importer

Les normes de qualité pour les organismes de la colonne d'eau sont calculées conformément aux recommandations du projet de guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2010). 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., 2010).

En ce qui concerne les organismes marins, selon le projet guide technique pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2010), 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.

Néanmoins, le facteur d'extrapolation appliquée pour déterminer la AA-QSmarine_eco doit prendre en compte les incertitudes additionnelles telles que la sous-représentation de taxons clefs et une diversité d'espèces plus complexe en milieu marin.

Pour la carbendazime, des données chroniques sont disponibles pour les 3 niveaux trophiques. Etant donné que l'espèce la plus sensible en chronique est Daphnia magna (NOEC (21 j) = 0.0015 mg.L-1), un facteur de sécurité de 10 est appliqué pour la détermination de l'AA-QSwater_eco :

En ce qui concerne les organismes marins, un seul essai est disponible (crustacés) pour les données de toxicité chronique. Le jeu de données disponible ne permet pas de montrer une différence de sensibilité. La norme de qualité sera donc déterminée conformément au guide technique (E.C., 2010), en appliquant un facteur d'extrapolation de 100 à cette NOEC : AA-QSmarine_eco = 0.000015 mg.L-1, soit :

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., 2010)

On dispose de données aiguës pour les 3 niveaux trophiques (algues, invertébrés, poissons), la plus faible étant celle de Ictalurus punctatus, LC50 (96 h) = 0.007 mg.L-1. Dans le rapport de la RIVM (RIVM, 2008) ce n'est pas cette valeur de LC50 qui est retenue car le stade « alevin dans le sac vitellin » est considéré comme trop sensible. Dans notre cas, nous utiliserons tout de même cette donnée, mais le facteur d'extrapolation de 100 sera diminué alors à 10. Ainsi,

De la même manière, pour le milieu marin, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MACmarine :

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 :

  1. Identifier les sites soumis à un risque de détérioration chimique (la norme sédiment est dépassée)
  2. Déclencher des études pour l'évaluation qui peuvent conduire à des études plus poussées et potentiellement à des programmes de mesures
  3. Identifier des tendances à long terme de la qualité environnementale (Art. 4 Directive 2000/60/CE) (E.C., 2000).

Le résultat d'essai sur Chironomus riparius n'est exploitable pour le calcul d'une valeur guide pour le sédiment. En effet, ce dernier est exprimé en mg.L-1.

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., 2010) :

Avec

RHOsed : masse volumique du sédiment en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le guide technique européen (E.C., 2010) 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., 2010) sont utilisées. Le

coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0.8 + 0.025 * Koc soit Ksed-eau = 5.9 • 7.05 m3/m3 .

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 guide technique européen (E.C., 2010) 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 par le guide technique européen (E.C., 2010) est utilisée : 2500 kg.m-3 .

Pour la carbendazime, 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 calculé selon la formule suivante :

QSsed-marin wet weight = 0.068 • 0.081 µg/kg (poids humide)

La concentration correspondante en poids sec est alors la suivante :

QSsed-marin dry weight = 0.18 • 0.21 µg/kgsed-marin 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.

Conditions particulières Avec un Koc 200 -246 et un Log Kow de 1.5, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment n'est pas recommandée selon le projet de guide européen (E.C., 2010).

La norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire (QSbiota sec pois) est calculée conformément aux recommandations du guide technique européen (E.C., 2010). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés (E.C., 2010).

Pour la carbendazime, un facteur de 90 est appliqué car la durée du test retenu est de 2 ans. La NOEC la plus faible est chez le chien (beagle) et est de 104 mg.kg-1biota.

Cette valeur de norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire peut être ramenée :

  • 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 BMF1 et la BMF2, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le guide technique européen (E.C., 2010).

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 la carbendazime, un BCF de 23 (EFSA, 2009) et un BMF1 = BMF2 de 1 (cf. E.C., 2010) ont été retenus. On a donc :

La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (E.C., 2010) :

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 20 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus) (dans le rapport de l'EFSA, 2009, le membre rapporteur (Allemagne) propose de remonter la valeur de la VTR proposée dans E.C., 2007) à 30 µg/kgcorporel/j, mais n'ayant pas eu une validation des autres états membres, l'INERIS conserve la VTR = 20 µg/kgcorporel/j),
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • 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 journalier contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2010).

Pour la carbendazime, le calcul aboutit à :

Comme pour l'empoisonnement secondaire, la concentration correspondante :

dans l'eau douce peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :

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, elles peuvent être adoptées. Les valeurs réglementaires de la Directive 98/83/CE (C.E., 1998) 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 la Carbendazime, la Directive 98/83/CE (C.E., 1998) fixe une valeur de 0.1 µg.L-1.

la norme de qualité pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (E.C., 2010) :

Cons.moy.eau [L.j-1]

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 30 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.

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 la Carbendazime, on obtient :

La valeur la plus protectrice, fixée par la directive 98/83/CE (C.E., 1998) est proposée comme norme de qualité pour l'eau destinée à la production d'eau potable.

Synthèse

VGE/NQE Importer

La NQE est définie à partir de la valeur de la norme de qualité la plus protectrice parmi tous les compartiments étudiés.

Pour la carbendazime, la norme de qualité pour l'eau douce et celle pour l'eau marine sont les valeurs les plus faible pour l'ensemble des approches considérées et pour les compartiments considérées. La proposition de NQE pour la carbendazime est donc la suivante :

Avec un Koc de 200 -246 L.kg-1 et un Log Kow = 1.5, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment n'est pas recommandée par le projet de guide européen (E.C., 2010)

Valeurs réglementaires

Introduction

Documents

PDF
10605-21-7 -- carbendazine -- NQE
Publié le 05/04/2011