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1,2-dichloroéthane (107-06-2)
Informations générales
Dernière vérification le 20/12/2024
Identification
Code EC
Code SANDRE
Numéro CIPAC
Classement transport
Classification CLP
Méthodes analytiques
Introduction
Air
Eau
Sol
Autres milieux
Programmes
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
98.96 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 Il est très volatile tant en produit pur qu’en solution aqueuse.
Milieu eau douce
FDTE/VTR Importer Le 1,2-dichloroéthane est soluble dans l’eau.
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Milieu sédiment eau douce
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Milieu terrestre
FDTE/VTR Importer Il est très mobile dans tout type de sol. Cependant, de faibles relargages de 1,2-dichloroéthane vont s’évaporer, tandis que de plus forts relargages seront lixiviés vers la nappe.
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Persistance
Biodégradabilité
Price et al. (1974) ont calculé un taux de biodégradation de 18 lors d'un essai de biodégradation facile par mesure de la consommation de l’oxygène dissous.
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Dégradabilité abiotique
FDTE/VTR Importer
Photolyse
Dans la troposphère, il subit une photo-oxydation et se transforme en chlorométhanal, chlorure de chloracétyle, acide chlorhydrique, monoxyde et dioxyde de carbone. Cependant, cette évolution étant lente, il peut être transporté sur de longues distances.
Dans la stratosphère, il subit une photolyse.
Hydrolyse
En milieu aqueux, sa dégradation chimique doit être considérée comme très lente. De même, il est très résistant à l’hydrolyse (demi-vie de 72 ans à pH 7 et à 25°C). Dans les eaux superficielles, les pertes sont principalement dues à l’évaporation.
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Milieu eau douce
FDTE/VTR Importer Le 1,2-dichloroéthane est partiellement biodégradable dans les eaux de surface;
Milieu terrestre
FDTE/VTR Importer
Aucune biodégradation au niveau du sol n'a été observée lors d’un test effectué sur des sols provenant de profondeurs différentes (Wilson et al., 1983).
Milieu anaérobie
En présence de bactéries méthanotrophes, Hollinger et al., (1990) ont mis en évidence une biodégradation du 1,2-dichloroéthane en éthane.
Bioaccumulation
Organismes aquatiques
FDTE/VTR Importer Un seul essai de bioaccumulation est disponible :Lepomis macrochirus (14 jours) : BCF = 2 (Barrows et al., 1980).
Une estimation du BCF pour les poissons de 3,5 est obtenue à l'aide d'une relation de type structure- activité quantitative (CE, 1996) et du log Kow de 1,46.
Le 1,2-dichloroéthane est donc peu bioaccumulable dans les poissons.
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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
Le 1,2-dichloroéthane est donc peu bioaccumulable dans les poissons.
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
Toxicocinétique
Chez l'homme
Absorption
Ce produit est absorbé par la voie respiratoire, la peau et la voie digestive.
Par inhalation, le 1,2-dichloroéthane est rapidement absorbé par les poumons. Ceci repose essentiellement sur les résultats d’une étude, qui a montré la présence de cette substance dans le lait maternel de femmes exposées professionnellement à des concentrations de 63 mg/m3 (15,6 ppm) de 1,2-dichloroéthane (Urusova, 1953). Les concentrations dans le lait maternel augmentaient graduellement avec l’exposition, et le maximum était en général atteint 1 heure après l’arrêt de l’activité. L’absorption du 1,2-dichloroéthane a également indirectement pu être observée sur un homme exposé accidentellement en milieu clos à des vapeurs de 1,2-dichloroéthane pendant 30 minutes et n’ayant pas survécu (Nouchi et al., 1984). Des épisodes d’expositions accidentelles ou volontaires ayant parfois entraîné la mort permettent également de suspecter une absorption rapide et efficace du 1,2-dichloroéthane par voie digestive (Hueper et Smith, 1935 ; Lochhead et Close, 1951 ; Yodaiken et Babcock, 1973).
Le caractère modérément lipophile de cette substance favoriserait son passage, probablement par diffusion passive, au niveau de la muqueuse gastro-intestinale ou de l’épithélium alvéolaire selon que le 1,2-dichloroéthane est ingéré ou inhalé. Le passage cutané du 1,2-dichloroéthane, supposé être efficace, repose sur des données non validées chez l'homme.
Métabolisme
Le métabolisme du 1,2-dichloroéthane n'a pas fait l'objet d'étude chez l'homme et ce, qu'elle que soit la voie d'absorption (ATSDR, 1991).
Chez l'animal
Absorption
Par inhalation, l’absorption du 1,2-dichloroéthane chez le rat est rapide, et les niveaux sanguins atteignent une ou deux heures après le début de l’exposition (entre 200 et 600 mg/m3) un plateau qui reste stable pendant toute la durée de l’exposition (6 heures) (Reitz et al., 1980, 1982 ; Spreafico et al., 1980). A des concentrations équivalentes (200 mg/m3) administrées chroniquement pendant deux ans par intermittence (7 heures par jour), les auteurs ont pu observer une légère diminution du taux sanguin du 1,2-chloroéthane 2 heures après l’arrêt du traitement, ce qui laisse supposer que l’équilibre coïncide avec la phase d’exposition (Cheever et al., 1990). Aux plus fortes concentrations (1 000 mg/m3), cet équilibre est atteint après plus de trois heures.
Par voie orale, plus de 90 % du 1,2-dichloroéthane radiomarqué administré à des rats (dose unique de 150 mg/kg repris dans l’huile de mais) sont absorbés (Reitz et al., 1980). L’absorption par transport passif au niveau du tractus gastro-intestinal a pu être démontrée chez des rats dans la mesure où un apport croissant de 25, 50 et 150 mg/kg de 1,2-dichloroéthane dans l’huile se retrouve présent proportionnellement dans le sang (Spreafico et al., 1980). Dans cette étude, le taux d’absorption était de 100 %. Par ailleurs Withey et al., auteurs (1983) ont pu constater que l’absorption du 1,2-dichloroéthane est 3 fois plus rapide lorsqu’il est administré dans l’eau plutôt que dans l’huile.
Des essais d’absorption par voie cutanée chez le rat ont permis de démontrer que le 1,2-dichloroéthane en solution aqueuse est rapidement et totalement absorbé par la peau (Morgan et al., 1991).
Distribution
Après pénétration dans l’organisme par inhalation ou ingestion, le 1,2-dichloroéthane se répartit préférentiellement dans les graisses, où sa concentration est souvent 10 fois supérieure à celle du sang. Viennent ensuite le foie, les reins et les poumons (Spreafico et al., 1980).
Le 1,2-dichloroéthane passe également la barrière placentaire, et des études ont pu montrer sur des rates gestantes que le 1,2-dichloroéthane inhalé est présent dans le liquide amniotique et le tissu fœtal (Vozovaya, 1977).
Métabolisme
Plusieurs données expérimentales in vivo ou in vitro semblent indiquer que le métabolisme hépatique du 1,2-dichloroéthane emprunte deux voies principales. La première voie mettrait en jeu une oxydation microsomale dépendante du cytochrome P450, et conduirait à la formation de 2-chloroacétaldéhyde et 2-chloroéthanol. Ces composés pourraient par la suite être transformés en acide chloroacétique et éliminés dans les urines, ou être détoxifiés par la glutathion S-transférase (GST) pour former un complexe S-carboxyméthyl-glutathion. La seconde voie impliquerait directement une conjugaison avec le glutathion réduit pour former le S-2 chloroéthyl-glutathion, ensuite converti en ion épisulfonium-glutathion capable de former des adduits avec l’ADN, l’ARN et des protéines ou de subir une nouvelle conjugaison avec GSH pour former de nouveaux métabolites ultérieurement excrétés dans les urines (NTP, 1991).
Plusieurs auteurs semblent privilégier cette seconde voie de transformation du 1,2-dichloroéthane, qui arriverait chez le rat à saturation pour des expositions supérieures à 600 mg/m3 (150 ppm) par inhalation et à 25 mg/kg/j par gavage (Reitz et al., 1982 ; Spreafico et al., 1980 ; D’Souza et al., 1988). Maltoni a notamment montré que lorsque la concentration sanguine de 1,2-dichloroéthane dépasse 5 à 10 µg/ml (exposition > à 150 ppm) les premières manifestations de toxicité commencent à apparaître (Maltoni et al., 1980).
Élimination
L’élimination du 1,2-dichloroéthane s’effectue très majoritairement par voie urinaire. Chez le rat exposé par inhalation à 600 mg/m3 de 1,2-dichloroéthane, les métabolites urinaires représentent 85 % de la dose absorbée, le CO2 dans l’air exhalé 7 %, alors que 2 % de la substance non métabolisée est présente dans les fèces (Reitz et al., 1982). Les cinétiques d’élimination par voie orale sont très comparables, et il semble que la bio-accumulation du 1,2-dichloroéthane soit très faible, avec cependant une présence prolongée au niveau des tissus graisseux (Spreafico et al., 1980).
Toxicité aiguë
Chez l'homme
Inhalation
Un cas de mortalité par arythmie cardiaque a été décrit chez un travailleur de 51 ans (Nouchi et al., 1984). Le décès est survenu quatre jours après une exposition accidentelle de 30 minutes à des vapeurs de 1,2-dichloroéthane, dont la concentration n’a pu être déterminée. Le patient a présenté des troubles du système nerveux central (maux de tête, vertiges, léthargie, sensation d'ébriété, inconscience), des troubles gastro-intestinaux (nausées, vomissements, diarrhée), une cyanose et des douleurs épigastriques associées à une augmentation sérique de plusieurs enzymes hépatiques (SGOT, SGPT). L’autopsie a également révélé une congestion pulmonaire, des lésions nécrotiques importantes au niveau du foie et des reins, ainsi qu’une atteinte des cellules cérébrales.
Voie orale
Par voie orale, la littérature mentionne plusieurs cas de décès par intoxication aiguë au 1,2-dichloroéthane. Les quantités absorbées sont le plus souvent mal renseignées, entre 15 et 60 mL d’une solution de concentration inconnue, et les décès surviennent par arythmie cardiaque ou œdème pulmonaire, 10 heures à cinq jours plus tard selon les cas (Hueper et Smith, 1935 ; Lochhead et Close, 1951 ; Garrison et Leadingham, 1954 ; Yodaiken et Babcock, 1973).
Parmi les cas les mieux décrits, il y a celui d’un jeune homme de 18 ans ayant absorbé 50 mL d'une solution pharmaceutique de 1,2-dichloroéthane (soit environ 50 g ou encore 714 mg/kg de masse corporelle) a immédiatement présenté des signes de brûlures dans la bouche, le pharynx, l’œsophage et l’estomac, qui ont rapidement été suivis de nausées, vomissements et douleurs abdominales (Schönborn et al., 1970). Après quelques heures, le patient plongé dans un état léthargique s’est progressivement cyanosé et a montré des troubles du rythme cardiaque (bradycardie). La cause de la mort (17 heures plus tard) a été attribuée à des troubles de la coagulation.
Voie cutanée
Aucune donnée n’est disponible concernant la toxicité aiguë par voie dermique chez l’homme.
Chez l'animal
Toutes voies
Les valeurs de CL50 et DL50 obtenues chez le rat, la souris, le lapin, le chien ou encore le singe indiquent que le 1,2-dichloroéthane est modérément toxique par inhalation ou contact cutané, et modérément à fortement toxique par voie orale.
Inhalation
Par inhalation, les valeurs de CL50 sont de 3 000 ppm (exposition de 7 heures) chez le singe et de 1 000 ppm (exposition de 8 heures) chez le rat (US Air Force, 1989 ; Spencer et al., 1951). Pour des expositions aiguës (inférieures à 14 jours), les concentrations létales sont voisines de 400 ppm chez le rat ou le cobaye, et 1 500 ppm chez la souris, le lapin et le chien (Heppel et al., 1946 ; Spencer et al., 1951). A ces concentrations, la mort est le plus souvent causée par des œdèmes pulmonaires et des myocardites.
Aux concentrations non létales, les lésions les plus souvent observées se situent au niveau du foie et des reins. Les singes développent après 8 à 12 jours d’exposition à 400 ppm (1 620 mg/m3) (7 h/j, 5j/sem) de 1,2-dichloroéthane un allongement du temps de coagulation, une accumulation de graisse dans les lobules hépatiques associée à une dégénérescence des cellules hépatiques, de même qu’une dégénérescence de l’épithélium tubulaire rénal (Spencer et al., 1951). Les auteurs ont pu montrer dans cette étude que l’exposition à 405 mg/m3 (100 ppm) de 1,2-dichloroéthane est sans effet sur les animaux (NOAEL).
L’augmentation de certaines enzymes hépatiques (SGOT, SGPT) est également le reflet de l’atteinte hépatique observée sur des rats exposés 4 heures à plus de 850 ppm de 1,2-dichloroéthane (NOAEL de 618 ppm ; (Brondeau et al., 1983)).
Une déficience du système immunitaire a également été évoquée chez des souris femelles exposées à 5 ou 10 ppm (20 à 40 mg/m3) de 1,2-dichloroéthane pendant 3 heures et ayant montré une susceptibilité augmentée aux infections par Streptococcus zooepidemicus (NOAEL de 2,3 ppm ; (Sherwood et al., 1987)). Ces résultats n’ont pas été confirmés sur des rats mâles exposés à 200 ppm pendant 5 heures, ou à 100 ppm 5 heures/jour, pendant 12 jours. L'hypothèse d’une sensibilité particulière liée à l’espèce ou au sexe reste probable (Sherwood et al., 1987).
Voie orale
L’administration par gavage d’une dose unique de 1,2-dichloroéthane a permis de déterminer des DL50 par voie orale de 680 mg/kg/j chez le rat (McCollister et al., 1956) et respectivement de 413 mg/kg/j et 489 mg/kg/j chez les souris femelles et mâles (Munson et al., 1982).
Un taux de mortalité de 80 à 100 % a également été observé chez des rats exposés par gavage à 300 mg/kg/j durant 10 à 14 jours (Daniel et al., 1994 ; van Esch et al., 1977).
Les effets systémiques se traduisent chez le rat par une inflammation de la muqueuse gastro-intestinale (NOAEL de 30 mg/kg/j) et des lésions hépatiques (NOAEL de 100 mg/kg/j) qui restent cependant discrètes pour des expositions de 10 jours (Daniel et al., 1994).
Des altérations de la fonction immunitaire (humorale et cellulaire) ont également été mises en évidence sur des souris exposées par gavage 15 jours au 1,2-dichloroéthane. Pour ces effets, un NOAEL de 4,9 mg/kg/j a été établi (Munson et al., 1982).
Autres voies d'exposition
Le contact direct de vapeur de 1,2-dichloroéthane avec les yeux a entraîné chez des chiens exposés par intermittence une concentration de 1 500 ppm (6 000 mg/m3) pendant 6 jours une opacité de la cornée (Heppel et al., 1945). Cette opacité cornéenne ne s'est pas retrouvée chez les autres espèces étudiées (rat, cobaye, lapin, chat, singe). Cependant, les cobayes ont présenté une irritation oculaire (larmoiement) (Heppel et al., 1945).
Toxicité à doses répétées
Effets généraux
Généralités
Les données sur la toxicité subchronique ou chronique du 1,2-dichloroéthane chez l’homme sont peu nombreuses. De plus, les études existantes sont en général peu exploitables du fait d'un manque de précision sur les temps et concentrations d'expositions, et la présence fréquente de contaminants (chlorure de vinyle).
Chez l'homme
Inhalation
Une étude réalisée en milieu industriel mentionne, chez des ouvriers exposés par inhalation entre 2 et 5 mois au 1,2-dichloroéthane, la présence de différents troubles (nausées, vomissements, douleurs épigastriques), des signes de nervosité et de fatigue, ainsi qu'une perte de poids (McNally et Fostvedt, 1941). Les concentrations d’exposition ne sont pas connues.
Dans une usine de synthèse du chlorure de vinyle, des signes de toxicité hépatique (augmentation de l'alanine aminotransferase, SGPT) ont pu être observés sur 251 travailleurs exposés majoritairement au 1,2-dichloroéthane (> à 334 ppm ou 1 352 mg/m3). Cependant, la présence de chlorure de vinyle (> à 6,2 ppm), également mesurée au niveau des postes de travail, ne permet pas de conclure avec certitude quant aux effets du 1,2-dichloroéthane sur le foie (Cheng et al., 1999).
Chez l'animal
Inhalation
Par inhalation, les expositions entre 9 et 25 semaines entraînent chez le rat et le cobaye (200 ppm ou 810 mg/m3), le lapin (400 ppm ou 1 620 mg/m3), le chien, le chat et le singe (1 000 ppm ou 4 050 mg/m3) un excès de mortalité (Heppel et al., 1946). Les autopsies révèlent chez ces animaux des lésions localisées au niveau du foie, des reins, du cœur et des poumons.
Aux concentrations non létales, le foie et les reins sont les organes cibles privilégiés. Une augmentation pondérale du foie ou une dégénérescence du tissu adipeux ont pu être observées chez le cobaye (246 jours à 100 ppm), le singe ou le chien (6 mois respectivement à 200 et 400 ppm) (Spencer et al., 1951; Heppel et al., 1946).
La seule étude de toxicité chronique a été réalisée sur des rats exposés 2 ans (7 h/j, 5 j/sem) à 50 ppm de 1,2-dichloroéthane (Cheever et al., 1990). L’absence d’effet au niveau hépatique a permis de déterminer un NOAEL de 50 ppm (202 mg/m3). Tous les autres organes examinés (reins, cœur, poumons) n'ont également présenté aucune lésion histologique.
Voie orale
Par voie orale, une augmentation pondérale du foie a été observée dans différentes études d’exposition sub-chronique (13 semaines) pour des administrations via l’alimentation chez le rat comprises entre 18 et 150 mg/kg/j pour les femelles et de 120 mg/kg/j pour les mâles, et via l’eau de boisson à partir de 60 mg/kg/j chez le rat et 249 mg/kg/j chez la souris (NTP, 1991). Ceci a été confirmé dans une autre étude d’exposition par gavage à des concentrations de 1,2-dichloroéthane inférieures à 150 mg/kg/j pendant 3 mois chez le rat (Daniel et al., 1994). Dans ces études, les analyses histologiques n’ont révélé aucune lésion du tissu hépatique et les paramètres biochimiques sont restés inchangés.
La seule étude de toxicité chronique (25 mg/kg/j) sur 2 ans mentionne également chez le rat l’absence de modification de la fonction hépatique (transaminases, cholestérol) (Alumot et al., 1976). Cependant, la critique de cette étude concerne le mode de préparation des aliments, qui n’a pas intégré le caractère volatil du 1,2-dichloroéthane.
La toxicité rénale du 1,2-dichloroéthane se traduit par une augmentation pondérale associée, à partir des concentrations administrées dans l’eau de boisson de 100 mg/kg/j chez les rates et 250 mg/kg/j chez les souris mâles, à la présence de lésions histologiques modérées (NTP, 1991). Aux fortes concentrations (4 210 mg/kg/j), les lésions sont sévères et se traduisent par une forte dilatation rénale, une protéinurie importante et une minéralisation des tubules. Dans cette étude de toxicité sub-chronique (13 semaines), un LOAEL de 58 mg/kg/j associé à l’augmentation pondérale absolue et relative des reins a été déterminé chez le rat (souche F344/N). Les autres souches de rats (Osborne-Mendel, Sprague-Dawley) sont peu sensibles au 1,2-dichloroéthane et aucun effet rénal n’a été observé (NCI, 1978 ; NTP, 1991).
Dans ces deux dernières études, les fonctions immunitaires n’ont pas été étudiées. Cependant, les examens histologiques ont révélé une nécrose importante du thymus chez les rats exposés à 240 mg/kg/j de 1,2-dichloroethane par gavage durant 13 semaines (NTP, 1991).
Plusieurs études mentionnent également une atteinte du système nerveux central qui se limite chez le rat pour des expositions modérées inférieures à 150 mg/kg/j via l’alimentation à une augmentation du poids relatif du cerveau sans signes cliniques particuliers (Van Esch et al., 1977 ; Daniel et al., 1994). Les rats qui reçoivent durant 3 mois quotidiennement par gavage des concentrations de 1,2-dichloroéthane supérieures à 240 mg/kg/j souffrent de tremblements, salivent anormalement et développent des dyspnées (NTP, 1991). A l’inverse, dans cette même série d’expérience, le 1,2-dichloroéthane administré dans l’eau de boisson n’entraîne, même à de très fortes concentrations de 492 mg/kg/j chez le rat, ou 4 210 mg/kg/j chez la souris, aucun changement comportemental.
Cette apparente contradiction des résultats s’expliquerait, selon Munson, par un passage plus important du 1,2-dichloroéthane dans la circulation générale, dans le cas d’un apport massif par gavage, par opposition à une exposition à des concentrations moins importantes via l’eau de boisson. L'auteur suppose également que, dans le cas d'une exposition plus longue, le 1,2-dichloroéthane peut induire son propre métabolisme et donc être éliminé plus rapidement de l'organisme (Munson et al., 1982).
Effets cancérigènes
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | Catégorie 2 - Le 1,2-dichloroéthane doit être assimilé à une substance cancérogène pour l'homme. On dispose de suffisamment d'éléments pour justifier une forte présomption que l'exposition de l'homme à de telles substances peut provoquer un cancer | 1993 |
| IARC | Groupe 2B - Le 1,2-dichloroéthane pourrait être cancérigène pour l'homme | 1979 |
| US EPA | Classe B2 - Le 1,2-dichloroéthane est probablement cancérigène pour l'homme par voie orale ou par inhalation. Il existe des preuves suffisantes chez l'animal, et des preuves non adéquates chez l'homme | 1993 |
Chez l'homme
Inhalation
Les études réalisées en milieu professionnel n’ont pas permis d’associer l’exposition par inhalation au 1,2-dichloroéthane à un risque accru de cancer (ATSDR, 2001).
Voie orale
Une association statistiquement significative a été observée entre la présence 1,2-dichloroéthane dans l'eau de boisson et une incidence accrue de cancers du colon (p = 0,009) et du rectum (p = 0,02) chez des hommes âgés de 55 ans et plus (Isacson et al., 1985). Il est cependant vraisemblable que d'autres composés chimiques devaient également être présents dans l'eau de boisson.
Chez l'animal
Toutes voies
Le classement de l’IARC et de l’US EPA s’appuie essentiellement sur les données expérimentales positives d’une étude menée en parallèle chez la souris et le rat (NCI, 1978). Les animaux étaient traités par voie orale (gavage) à deux concentrations de 1,2-dichloroéthane de 47 ou 95 mg/kg/j pour les rats et 149 ou 299 mg/kg/j pour les souris, pendant 78 semaines. En ce qui concerne les rats, l’incidence des hémangiosarcomes était augmentée chez les mâles et les femelles. L’étude mentionnait également l’augmentation de l’incidence des adénocarcinomes gastriques chez les rats mâles, et des adénocarcinomes des glandes mammaires chez les rats et souris femelles. De plus chez la souris, l’incidence des adénomes alvéolaires et bronchiolaires était significativement augmentée dans le groupe des mâles exposés à la plus forte dose, et chez toutes les femelles traitées au 1,2-dichloroéthane. L’étude a par ailleurs mis en évidence, aux plus fortes concentrations dans les deux espèces, un excès de mortalité, aussi bien chez les femelles que les mâles, qui n’a pas été pris en compte dans le calcul de l’incidence tumorale.
Pour les études par inhalation, les conditions expérimentales sont souvent jugées inadéquates (durée insuffisante, forte mortalité, concentrations inadaptées) pour permettre de détecter un éventuel effet cancérigène (Maltoni et al., 1980 ; Spreafico et al., 1980 ; Cheever et al., 1990).
L’administration répétée par voie dermique (126 mg, 3 fois par jour, de 428 à 576 jours) a provoqué une augmentation du nombre des tumeurs du poumon chez la souris (Van Duuren et al., 1979). Ce résultat confirme le pouvoir cancérogène du 1,2-dichloroéthane, qui peut pénétrer par la peau et atteindre la circulation générale.
Effets génotoxiques
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | Le 1,2 dichloroéthane a été examiné par l’Union Européenne mais n'est pas classé génotoxique | 1993 |
Effets sur la reproduction
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | FDTE/VTR Importer Non classé | 1993 |
Chez l'homme
Inhalation
La seule étude ayant examiné les effets du 1,2-dichloroéthane sur la fonction de reproduction évoque un lien possible entre l'exposition des parents et l'augmentation des naissances prématurées (Zhao et al., 1989). Les femmes ont été exposées pendant la durée de leur grossesse, et les hommes pendant l'année ayant précédé la période de procréation, à des concentrations de 1,2-dichloroéthane comprises entre 0,4 et 384 ppm (1 et 1 578 mg/m3). Les auteurs indiquent néanmoins que, dans de nombreux cas, les personnes ont pu être exposées à d'autres contaminants toxiques, et également que certains facteurs confondants (comportement, environnement) n'ont pas été pris en compte dans l'étude.
Voie orale
Plusieurs études épidémiologiques ont associé une augmentation de l’incidence de malformations à la naissance avec une exposition au 1,2-dichloroéthane présent dans l’eau de boisson. Les malformations ont porté sur le muscle cardiaque et le tube neural (Bove, 1996 ; Bove et al., 1995 ; Croen et al., 1997). Ces résultats sont cependant à considérer avec prudence dans la mesure où les populations étudiées ont été exposées à de nombreux contaminants. Il est donc impossible d'incriminer spécifiquement le 1,2-dichloroéthane sur la base de ces études.
Chez l'animal
Inhalation
Des effets fœtotoxiques (essentiellement perte pré-implantatoire et mort des embryons) ont été décrits chez le rongeur dans plusieurs études par inhalation, qui manquent néanmoins de précisions sur les concentrations et temps d’expositions (Vozovaya 1974 , 1977 ; Zhao et al., 1989, 1997). Ces résultats n’ont pas été confirmés par l’étude de Rao, qui n’a observé aucun effet sur la fertilité, la gestation ou la survie des ratons nés de parents exposés à des concentrations de 1,2-dichloroéthane inférieures à 150 ppm (600 mg/m3) durant 60 jours avant la conception, et pendant toutes les phases d’accouplement, de gestation et de lactation (NOAEL de 150 ppm) (Rao et al., 1980).
Toujours par inhalation, l’absence d’effet tératogène a été observé chez le rat, le lapin et la souris (Schlacter et al., 1979 ; Rao et al., 1980, Zhao et al., 1984). Ceci a été plus récemment confirmé chez le rat pour des concentrations d’exposition de 329 ppm (1 332 mg/m3) entre le 6ème et 20ème jour de gestation. Ces concentrations, bien que toxiques pour les mères, n’ont entraîné aucun trouble sur le développement des nouveau-nés (Payan et al., 1995).
Voie orale
Par voie orale, seule une augmentation du nombre moyen de résorptions fœtales est décrite pour de fortes expositions supérieures à 198 mg/kg/j entre les 6èmes et 20èmes jours de gestation chez la rate (Payan et al., 1995). Aucun effet tératogène n’a été observé (NOAEL de 158 mg/kg/j).
Valeurs accidentelles
Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises
Le rapport de valeurs seuils de toxicité aiguë françaises est accessible dans la rubrique « Archives ». L’intégralité des rapports de valeurs seuils de toxicité aiguë françaises actuellement en vigueur est consultable dans le tableau des VSTAF.
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Autres seuils accidentels
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Valeurs réglementaires
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Valeurs guides
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Valeurs de référence
Introduction
Une Valeur Toxicologique de Référence (VTR) est un indice qui est établi à partir de la relation entre une dose externe d'exposition à une substance et la survenue d'un effet néfaste. Les valeurs toxicologiques de référence proviennent de différents organismes. Pour accéder à une information actualisée, nous conseillons au lecteur de se reporter directement sur les sites internet des organismes qui les élaborent.
Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
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Autres valeurs des organismes reconnus
Description
Effets à seuil - Exposition Chronique par inhalation
L’ATSDR propose un MRL de 0,6 ppm (3 mg/m3) pour une exposition chronique par inhalation (2001).
Le MRL a été calculé à partir d’un NOAEL de 248 mg/m3 (50 ppm) qui prend en compte la présence de lésions histologiques au niveau du foie chez les rats (mâles et femelles) exposés7h/j, 5j/sem pendant 2 ans au 1,2-dichloroéthane (Cheever et al., 1990). Dans cette étude, Les rats ont été exposés à 50ppm de 1,2 dichloraéthane 7h/j, 5j/semaine pendant deux ans puis à 50 ppm de 1,2-dichloroéthane combiné à 5 % d’éthanol et à 0,05 % de disulfiram.
Facteurs d’incertitude : un facteur de 90 a été appliqué (3 pour la variabilité inter-espèces, 10 pour la variabilité intra-espèces et 3 pour la fiabilité des données).
L’OEHHA propose un REL de 0,4 mg/m3 pour une exposition chronique par inhalation (2003).
Cette valeur est issue d’une étude expérimentale au cours de laquelle des rats ont été exposés par inhalation à 0, 5, 10, 50 et 150 - 200 ppm de 1,2-dichloroéthane durant 3 à 18 mois (7h/j, 5j/sem) (Spreafico et al., 1980). Un NOAEL de 10 ppm et un LOAEL de 50 ppm (pour une exposition sur 12 mois) ont été établis pour les effets hépatiques (modification du taux d’enzymes sériques hépatiques – élévation de l’ALAT, diminution de l’ASAT).
Facteurs d’incertitude : un facteur de 30 a été appliqué (3 pour la variabilité inter-espèces et 10 pour la variabilité intra-espèces). Un facteur correctif de 1,5 permet d’aboutir à une concentration équivalente pour l’homme.
Calcul : 10 ppm x 7h/24 x 5j/7 x 1,5* x 1/30 = 0,1 ppm (0,4 mg/m3)
Effets à seuil - Exposition subchronique par voie orale
L’ATSDR propose un MRL de 0,2 mg/kg/j pour une exposition subchronique par voie orale (2001).
Cette valeur est basée sur l’existence d’effets rénaux observés sur des rats exposés 13 semaines au 1,2-dichloroéthane administré dans l’eau de boisson et pour lesquels un LOAEL de 58 mg/kg/j a été établi (NTP, 1991).
Facteurs d’incertitude : un facteur de 300 a été appliqué (10 pour l’extrapolation de données animales vers l’homme, 3 pour l’utilisation d’un LOAEL et 10 pour la variabilité au sein de la population humaine).
Méthode d’extrapolation : modèle multiétape linéarisé.
Selon les recommandations de l’US EPA, le risque unitaire ne devrait pas être utilisé si la concentration dans l’eau dépasse 4.103 µg/L.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation
L’US EPA propose une valeur d’excès de risque unitaire par inhalation (ERUi) de 2,6 10-5 (µg/m3)-1 (1991).
Cette valeur a été calculée à partir de l’étude par voie orale du NCI (1978) ayant également conduit au calcul d’un ERU par voie orale (voir Sfo). L’US EPA considère qu’à ces faibles concentrations de 47 et 95 mg/kg/j, la totalité du 1,2-dichloroéthane est absorbé et métabolisé par les animaux.
L'OEHHA propose un ERUi de 2,1.10-5 (µg/m3)-1 pour une exposition par inhalation (2002).
Cette valeur a été calculée à partir de l'étude de cancérogenèse du NCI (1978) en prenant en compte l'augmentation de l’incidence d’hémangiosarcomes chez les rats mâles exposés par gavage à 47 et 95 mg/kg/j de 1,2-dichloroéthane administré dans l'huile de maïs durant 78 semaines. L'excès de risque est estimé à 7,2.10-2 (mg/kg/j)-1 en utilisant une procédure multi-étape corrigée du temps (méthode de Weibull). La valeur de risque unitaire par inhalation en découle en postulant un volume respiratoire de 20 m3/j pour un homme de 70 kg et une absorption de 100 % après inhalation.
Le RIVM propose un CRinhal provisoire de 4,8.10-2 mg/m3 pour une exposition par inhalation (Baars et al., 2001).
Cette valeur correspond à un excès de risque cancérigène de 1:10-4. En l’absence de données expérimentales appropriées, elle a été établie à partir d’une extrapolation voie à voie du CR par voie orale (méthodologie non précisée).
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est basse.
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale
L’US EPA propose une valeur d’excès de risque unitaire par voie orale (Sfo) de 9,1 10-2 (mg/kg/j)–1 et une valeur d’excès de risque unitaire par ingestion d’eau contaminée (ERUeau) de 2,6 10-6 (µg/L)-1 (1991).
Ces valeurs ont été calculées à partir de l’étude du NCI (1978) qui a montré, aux deux concentrations de 47 et 95 mg/kg/j de 1,2-dichloroéthane administré par gavage dans l'huile de maïs durant 78 semaines, une augmentation de l’incidence d’hémangiosarcomes sur les rats mâles. Méthode d’extrapolation : modèle multiétape linéarisé. Selon les recommandations de l’US EPA, le risque unitaire ne devrait pas être utilisé si la concentration dans l’eau dépasse 4.103 µg/L.
Santé Canada propose une DT0,05 de 6,2 mg/kg/j pour une exposition par voie orale (1993).
Cette valeur correspond à un excès de risque cancérigène de 1:10-4. Elle a été calculée à partir de l’étude du NCI (1978) qui a montré une augmentation de l'incidence de divers types de cancers chez des rats exposés par gavage à 47 ou 95 mg/kg/j de 1,2-dichloroéthane dans l'huile de maïs (carcinomes du pré estomac, hémangiosarcomes, adénocarcinomes et fibromes des glandes mammaires) et chez des souris exposées à 97 ou 195 mg/kg/j (mâles) et 149 ou 299 mg/kg/j (femelles) (adénomes alvéolaires ou bronchiolaires, carcinomes hépatocellulaires, adénocarcinomes des glandes mammaires).
Le RIVM propose un CRoral de 1,4.10-2 mg/kg/j pour une exposition par voie orale (Baars et al., 2001)
Cette valeur correspond à un excès de risque cancérigène de 1:10-4. Elle a été établie à partir d’une étude expérimentale chez le rat et la souris, au cours de laquelle une exposition chronique au 1,2-dichloroéthane par voie orale (gavage), à des concentrations de 47 à 149 mg/kg/j a induit des carcinomes du pré estomac et des tumeurs des glandes mammaires (Besemer et al., 1984). La méthodologie suivie pour l'établissement du CRoral n'est pas précisée.
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
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 aigus ne sont pas fournis. Lorsque l'écotoxicité chronique n’est pas suffisamment connue, les résultats d'écotoxicité aigus sont présentés et peuvent servir de base pour l'extrapolation des effets à long terme.
Dangers
Description
FDTE/VTR Importer
Eau douce
Ecotoxicité Aiguë:
Algues :
Les essais sur algues sont réalisés en statique. Peu d'information est disponible sur l'essai réalisé par Pearson et McConnell (1975), qui ne peut en conséquence être validé, compte tenu de la volatilité de la substance. Behechti et al. (1995) ont comparé les résultats d'essais réalisés en flacons ouverts et fermés. Ils ont constaté que la toxicité était effectivement accrue lorsque l'essai était réalisé en flacon fermé. Les concentrations en substance n'ont cependant pas été mesurées dans les récipients d'essais.
Invertébrés :
L’essai sur daphnies de Richter et al. (1983) a été réalisé en système semi-statique fermé et les résultats sont basés sur des concentrations mesurées.
Pearson et McConnell (1975) ont effectué un essai sur larves de Elimininius modestus dans des récipients d'essai fermés pour limiter la volatilité de la substance. Les résultats sont basés sur des concentrations théoriques.
D'après OMS IPCS (1987), Adema (1976) a réalisé un essai en continu avec mesure des concentrations sur le crustacé marin Crangon crangon.
Poissons :
Les essais sur Pimephales promelas, Limanda limanda ainsi que sur Gobius minutus reportés ci-dessus ont tous été réalisés dans des systèmes dynamiques avec contrôle analytique des concentrations. D'autres résultats d’essais sont disponibles et ont été jugés d’une qualité inférieure.
Ecotoxicitié chronique:
Les essais sur algues et protozoaires par Bringmann et Kühn sont difficiles à interpréter pour les substances volatiles. Même s’ils ont été réalisés en système fermé, la préparation des milieux d’essai n’est pas adaptée aux substances volatiles. De plus, les effets n’ont été enregistrés qu’à la fin de l’essai et les concentrations n’ont pas été mesurées lors de l’essai. Les résultats ne peuvent être qu’indicatifs.
L’essai de Richter et al., (1983) sur Daphnia magna a été réalisé en système fermé et les résultats sont basés sur des concentrations mesurées.
L’essai sur Pimephales promelas de Benoit (1982) a été réalisé dans un système dynamique avec contrôle analytique des concentrations.
L’IPCS (1995) rapporte un résultat sur Brachydanio rerio plus faible que les autres résultats disponibles. Nous ne connaissons pas les conditions de cet essai et il n’existe pas de rapport sur celui ci (communication personnelle des auteurs). Nous ne prendrons en conséquence pas ce résultat pour la dérivation de la PNEC compte tenu du manque d'information sur le protocole expérimental.
Sédiment d'eau douce
Les résultats de Van Vlaardingen et van Beelen (1992) (bactéries méthanogènes) pourraient être considérés pour évaluer la toxicité du 1,2-dichloroéthane sur le compartiment sédimentaire.
Sol
FDTE/VTR Importer Il n’existe pas de données long terme valides sur organismes terrestres.
Valeurs de danger
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Valeurs écotoxicologiques
Introduction
Dans cette rubrique, sont reportées des valeurs de référence pour la protection des écosystèmes aquatiques et de la santé humaine via l’environnement.
Elles peuvent avoir un statut de « Valeur réglementaire » si elles sont issues
- de réglementations européennes et issues par exemple de dossiers d’évaluation des risques dans le cadre de processus d’autorisation de mise sur le marché des substances chimiques (c’est le cas des Concentrations Prédites Sans Effet pour l’environnement (PNEC) issues des dossiers réglementaires sous REACh ou dans le cas de la réglementation des produits biocides) ou issues de « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) de la Directive Cadre européenne sur l’Eau (DCE) ;
- de réglementations françaises telles que les arrêtés de mise en application de la DCE à l’échelle nationale.
Elles peuvent être des « Valeurs guides » lorsque ce sont des propositions scientifiques de l’INERIS qui ne sont pas reportées dans des textes réglementaires. C’est le cas de toutes les valeurs établies par l’INERIS pour guider l’évaluation de la qualité des milieux aquatiques pour les substances qui n’ont pas, ou pas encore, un statut réglementaire dans le contexte de la DCE.
Les « Valeurs Guides Environnementales » (VGE) et les « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) sont les outils consacrés pour l’évaluation de la qualité des eaux de surface, dont l’établissement est basé sur une même méthodologie européenne dédiée (E.C., 2018).
Leur construction, d’un point de vue méthodologique, est donc similaire.
Valeurs guides
Description
FDTE/VTR Importer Compartiment aquatique:
Des essais long-terme sont disponibles avec trois espèces de trois niveaux trophiques. Un facteur d’extrapolation de 10 peut être appliqué au résultat de l’essai long-terme sur daphnies pour dériver la PNEC.
D'ou:
PNECEAU = 1,1 mg/l
Compartiment sédimentaire:
Pour les sédiments, il est possible de déterminer une PNEC suivant deux méthodes :
Un facteur d'extrapolation de 100 peut être appliqué à la CE10 obtenue sur l'inhibition de la production de méthane par des bactéries présentes dans les sédiments. On obtient alors :
PNECSED = 8,6 mg/kg sédiment sec.
- Il est également possible de déterminer une PNEC pour le compartiment sédimentaire en utilisant la méthode du coefficient de partage (CE, 1996).
PNECSED = KSED-EAU/RHOSED PNECEAU 1000
KSED-EAU : coefficient de partage entre les sédiments et l’eau (1,6 m3.m-3)
RHOSED: densité des sédiments (humides) (valeur par défaut : 1300 kg.m-3)
D'où : PNECSED = 1,35 mg/kg sédiment humide = 3,51 mg/kg sédiment sec.
Les résultats vis à vis des organismes benthiques étant peu nombreux, il est préférable de prendre en compte la plus faible valeur. D'où :
PNECSED = 3,51 mg/kg sédiment sec
Compartiment terrestre:
Étant donné qu'il n'existe pas de données vis à vis des organismes terrestres, la PNEC pour le compartiment terrestre peut être déterminée en utilisant la méthode du coefficient de partage (CE, 1996).
PNECSOL = KSOL-EAU/RHOSOL ´ PNECEAU ´ 1000
RHOSOL = densité du sol (humide) (valeur par défaut : 1700 kg/m3) KSOL-EAU = coefficient de partage sol eau (1,2 m3.m-3) = FairSol ´ Kair-eau + FeauSol + FsolidSol ´ KpSol ´ RHOsolid Kair-eau : coefficient de partage entre l’air et l’eau (0,041)
FairSol : Fraction d’air dans le sol (défaut : 0,2 m3.m-3)
FeauSol : Fraction d’eau dans le sol (défaut : 0,2 m3.m-3)
FsolidSol : Fraction solide dans le sol (défaut :0,6 m3.m-3)
KpSol : coefficient de partage eau-sol (L.kg-1)
RHOsolid : densité de la phase solide (défaut 2,5 kg.L-1)
D’où :
PNECSOL = 0,776 mg/kg sol humide = 0,877 mg/kg sol sec
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Valeurs réglementaires
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Bibliographie
Données technico-économiques
Dernière vérification le 29/03/2024
Tableaux de synthèse
Généralités
| CAS | 107-06-2 |
|---|---|
| SANDRE | 1161 |
| Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) | oui |
| Substance soumise à autorisation dans Reach | oui |
| Substance soumise à restriction dans Reach | non |
| Substance extrêmement préoccupante (SVHC) | oui |
| Réglementations |
Décision de l'OSPARAu niveau international, une décision de l'OSPAR (Conventions d'Oslo et de Paris pour la prévention de la pollution marine) définit des plafonds d'émissions et de rejets applicables à la fabrication du CVM (chlorure de vinyle), la fabrication du 1,2 dichloroéthane (DCE), et du PVC (polychlorure de vinyle). Son but est de protéger la zone maritime des effets préjudiciables des activités humaines dans ces domaines (libération de quantités significatives d'organohalogénés et d'émissions d'hydrocarbures). La Décision OSPAR 98/45, sur les plafonds d'émissions et de rejets applicables à la fabrication du chlorure de vinyle monomère (CVM) incluant la fabrication du 1,2 dichloroéthane (DCE), fixe les plafonds d'émissions et de rejets pertinents pour le DCE comme décrit dans le tableau 2. Ces mesures sont applicables aux nouvelles installations à partir du 9 février 1999 et aux installations existantes à partir du 1er janvier 2006. Tableau 2 : Plafonds d'émissions selon la Décision OSPAR 98/4
(1) Plafonds d'émissions atmosphériques s'appliquant à toutes les installations de fabrication de CVM implantées sur les territoires des parties contractantes (2) Normalisés aux conditions suivantes : température de 273°K, pression 101,3 kPa et 11% d'oxygène sec. (3) Plafonds de rejets dans les eaux (effluents aqueux entiers) ne s'appliquant qu'aux installations de fabrication de CVM, dont les rejets peuvent atteindre la zone maritime de la Convention OSPAR par voie d'eau. (4) Après désessenciement, avant traitement secondaire. Par ailleurs, une recommandation de l'OSPAR (PARCOM 96/2) préconise l'usage des meilleures techniques disponibles dans la fabrication de CVM et de 1.2 dichloroéthane (EDC). [5] Publiée par le décret no 2001 1052 du 5 novembre 2001. |
| Classification CLP | Voir la classification CLP |
| Valeurs et normes appliquées en France |
FTE 2005 Importer Rejets dans les milieux aquatiquesLe tableau 1 suivant reprend les valeurs limites en concentration et en flux définies dans l'arrêté du 2 février 1998 pour le 1,2 DCE (EDC) (paragraphe 4 de l'article 32). Tableau 1 : Valeurs limites en concentration et en flux pour les secteurs d'activité
Par ailleurs un prélèvement continu des effluents proportionnel au débit et une mesure journalière doivent être réalisés, lorsque le rejet annuel dépasse 30 kg.an-1 pour l'EDC. En France et en Europe, le DCE 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, en revanche la Directive 98/83/CE du Conseil du 3 novembre 1998 relative à la qualité des eaux destinées à la consommation humaine (CE, 1998) limite les teneurs en DCE pour les eaux de consommation à 3 µg.l-1: Pour l'OMS, (Directives de qualité pour l'eau de boisson (2004)4 , la valeur guide est de 0,030 mg.L-1 (30 µg.L-1) pour un excès de risque de cancer de 10-5 . L'USEPA a établi un niveau maximum de 0,005 mg.l-1 (5 µg.l-1) pour l'eau de boisson (ATSDR, 2001). L'OSPAR dans sa décision 98/4 donne des valeurs limites pour les rejets dans l'eau, voir le tableau 2 et le paragraphe 1.2.4. [1] Sont visées notamment les productions de diamino 1,2 éthane, d'éthylène polyamines, de 1,1,1 trichloroéthane, de trichloroéthylène et de perchloréthylène. [2] La capacité de production de 1,2 dichloroéthane purifié tient compte du recyclage vers la station purification, de la fraction de 1,2 dichloroéthane non craquée dans l'unité de fabrication de chlorure de vinyle associée à l'unité de fabrication de 1,2 dichloroéthane. [3] La capacité de production de 1,2 dichloroéthane purifié tient compte du recyclage vers la station purification, de la fraction de 1,2 dichloroéthane non craquée dans l'unité de fabrication de chlorure de vinyle associée à l'unité de fabrication de 1,2 dichloroéthane. [4] http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/en/gdwq3_ann4tab.pdf Rejets dans l'airConcernant les rejets dans l'air des établissements classés, selon l'arrêté du 2 février 1998 relatif aux prélèvements et à la consommation d'eau ainsi qu'aux émissions de toute nature émanant des installations classées et soumises à autorisation, un arrêté préfectoral d'autorisation fixe des valeurs limites de rejet des effluents gazeux si le flux horaire de rejet de 1,2 DCE dépasse 25 g/h (annexe IV d, article 27). |
| Informations complémentaires |
Selon la fiche n°54 de l’INRS (INRS, 1997), le 1,2-dichloroéthane (1,2-DCE ou DCE) se présente sous la forme d’un liquide incolore, mobile. Son odeur rappelle celle du trichlorométhane (chloroforme), la limite olfactive varie de 3 à 100 ppm. Il est très peu soluble dans l’eau (0,8 % en poids à 20°C), mais miscible à la plupart des solvants organiques. En outre, le 1,2-DCE dissout un grand nombre de substances telles que graisses, huiles, résines, etc. En association avec l'alcool éthylique, c’est un solvant de l'acétate de cellulose et de la nitrocellulose. Il appartient à la famille des Composés Organo-Halogénés Volatils (C.O.H.V) et des dérivés halogénés des hydrocarbures. Convenablement stabilisé par addition de 0,1 à 0,2% d‘alkylamine (par exemple la diisopropylamine), le 1,2-DCE commercial est un produit stable à température ordinaire. A des températures supérieures à 100°C et sous l’action de l’air, de la lumière, de la pression ou de catalyseurs, il tend à donner naissance au chlorure d’hydrogène. La décomposition thermique du 1,2-DCE conduit à la formation de produits toxiques. Entre 340 °C et 515 °C, on a pu caractériser le chlorure de vinyle, le chlorure d’hydrogène et des traces d’acétylène. Il peut également se former du dichlorure de carbonyle. Le 1,2-DCE est sans action sur les métaux usuels à froid mais la formation à chaud de produits de dégradation acides peut provoquer une corrosion des surfaces métalliques. Le 1,2-DCE peut réagir violemment au contact des oxydants, des métaux alcalins et alcalino-ferreux et de divers métaux à l’état pulvérulent. |
Production et utilisation
Production et ventes
Données économiques
Situation étrangère
Le DCE a été produit pour la première fois en 1975, et a été le premier organohalogéné à être synthétisé (IARC, 1979). Il est commercialisé pur à 97 99% (Drury et Hammons, 1979).
La production annuelle de 1,2 dichloroéthane au Canada en 1990 est estimée à 922 000 tonnes (CPI, 1991), alors que celle des Etats Unis en 1991 était de 6 318 000 tonnes (Chemical Marketing Reporter, 1992 ; OMS, 1995), donc en augmentation par rapport aux 5 038 000 tonnes de 1980 (Kirschmer et Ballschmiter, 1983). Plus de 1 million de tonnes de 1,2 dichloroéthane ont été produites au Royaume Uni en 1991 (UK HSE, 1992).
Le site américain de l'EPA (Iventory Update Rules, IUR)6 qui répertorie les inventaires des émissions déclarées par les industriels donne les chiffres pour le 1,2 DCE. Mais, le site ne fournit que des intervalles de productions (de 10 milles livres à 500 milles, de 500 000 à un million, de un million à 50 millions, etc.), permettant ainsi d'avoir un ordre d'idée. Pour le 1,2 DCE, de 1986 à 2002, la production donnée par l'IUR7 est supérieur à 5 millions de tonnes, ce qui est cohérent avec les autres sources.
En 1989, aux Etats Unis, plus de 18 000 tonnes étaient importées et 544 000 exportées. En 2000, ces chiffres étaient de 136 000 tonnes en importation et 900 000 en exportation (ITA, 2001), donc en très nette progression.
Chem Source (2001)8 a répertorié 35 fournisseurs aux Etats Unis. Au Canada, Dow Chemical est le seul producteur et le principal utilisateur canadien de 1,2 dichloroéthane à deux différents sites de la compagnie au Canada : Fort Saskatchewan, Alberta (production), et North Vancouver, C. B. (terminal d'exportation en vrac) (Environnement Canada9).
Le site américain de l'EPA (Iventory Update Rules, IUR)10 donne également les producteurs américains, il en répertorie 11.
Le DCE est essentiellement utilisé pour produire du chlorure de vinyle (CVM).
La production de CVM mobilise 35% de la production de chlore européen, et 50% de la production de chlore français. Cette production est d'ailleurs en forte augmentation depuis
ces dernières décennies. En 1991, la capacité de production mondiale de CVM était, de 21 millions de tonnes (Vignes, J,L, 1997). En 1997, la production mondiale de CVM a été de 24 millions de tonnes. Et en se basant sur les capacités de production de PVC, les capacités de production de CVM devaient être, en 2002, supérieures à 32 millions de tonnes.
Avec le calcul des masses molaires entre le chlorure de vinyle et le DCE11, on peut en déduire les capacités mondiales de production du DCE, reprises dans le tableau 3.
Tableau 3 : capacité mondiale de production de CVM et de DCE
L'ECVM (European Council of Vinyl Manufacturers), qui représente 90 % de la production européenne de CVM et de dichlorure d'éthylène, compte 14 entreprises et 25 usines de production de chlorure de vinyle en Europe de l'ouest : Belgique (3), France (3), Allemagne (8), Italie (4), Pays Bas (1), Norvège (1), Espagne (2), Suède (1), RU (2) (Euro Chlor, 1999, citant ECVM, 1998).
[6] http://www.epa.gov/oppt/iur/iur02/index.htm
[7] http://www.epa.gov/cgi bin/iursrch3_2002.cgi
[8] http://www.chemsources.com
[9] http://www.ec.gc.ca/epa epe/1_2 DCE Dow/fr/index.cfm
[10] http://www.epa.gov/oppt/iur/iur02/index.htm
[11] La capacité de production de DCE = capacité de production de CMV x 99/62,5 (qui sont les masses molaires des substances).
Situation française
En Europe, les usines de 1,2 DCE sont souvent intégrées aux usines de CVM. Dans les années 1980, la production européenne de 1.2 DCE était équivalente à celle des USA (Ullmann, 1985).
Les capacités de production des sites français sont présentées dans le tableau 4. La capacité de DCE est calculée en supposant qu'elle est effectivement intégrée à chacune des usines de CVM.
Tableau 4 : Capacité de production annuelle de CVM et calculée de DCE12 (kt.an-1)
[*] Selon http://www.106.us/f/polychlorure_vinyle/index.htm#SITUATION.** selon chemical economics handbook, 2003
La production française de CVM et de DCE est donc en légère hausse depuis une vingtaine d'années. Elle va même diminuer en 2006 avec la fermeture du site de St Auban. Toutefois, cette situation est uniquement caractéristique de la France, et s'inscrit dans la stabilisation française de la production de chlore (Syndicat des Halogènes et Dérivés, SHD, 2005). En revanche, en Allemagne, la production de chlore a augmenté de près de 35 % en vingt ans.
Selon le Syndicat des Halogènes et Dérivés (SHD) (communication personnelle), en France, a production de DCE serait en 2004 de 1,9 millions de tonnes, pour 1,2 millions de tonnes de CVM, validant ainsi les chiffres du tableau 4, et le fait que les unités de fabrication de DCE sont intégrées aux sites de CVM. Ce Syndicat donne également les mêmes producteurs, ainsi que l'usine ARKEMA de Jarrie qui produirait du DCE pour permettre le stockage de chlore et faciliter le transport. En effet, transporter le chlore sous forme de DCE est moins dangereux.
[12] La capacité de production de DCE = capacité de production de CMV x 99/62,5 (qui sont les masses molaires des substances).
Place de la substance dans l'économie française
Le DCE est essentiellement utilisé pour la fabrication du chlorure de vinyle. Le CVM représente la moitié des débouchés de l'industrie du chlore en France et est quasiment exclusivement utilisé pour fabriquer du PVC. La place du DCE dans l'économie française dépend donc avant tout du marché du PVC. En 1999, les capacités de production française de CVM étaient de 1 260 kt, réparties sur 4 sites de production de deux groupes pétro chimiques (ARKEMA et SOLVAY). Toutefois, face à des difficultés internes rencontrées sur le marché des produits vinyliques (surcapacité, érosion des marges), le groupe ARKEMA prévoit une concentration de ses activités de production de CVM et la fermeture des unités de production de CVM du site de St Auban, principal site de rejet de CVM dans l'environnement, en France.
La production de CVM sert ensuite à fabriquer du PVC et la France en a ainsi produit en 2003, 1 213 kt, répartie sur 7 sites de production (restructuration des sites du groupe Arkema). Cette production n'est toutefois pas entièrement consommée en France, et en 2003, seulement 707 kt de PVC ont été consommés, le reste étant exporté. Cette exportation pourrait d'ailleurs augmenter car il semble y avoir une baisse des consommations de PVC en
France ( 2,5% entre 2002 et 2003), mais nous n'avons pas suffisamment de données pour savoir si cette baisse se poursuivra dans les années à venir.
Procédés de production
FTE 2005 Importer
Le 1,2 dichloroéthane est produit industriellement par chloration directe de l'éthylène en phase liquide suivant la réaction :
La réaction se déroule à une température de 40 à 50 °C et le catalyseur employé est le chlorure de fer.
Il peut également être obtenu par réaction catalysée entre l'éthylène, l'acide chlorhydrique et l'oxygène (l'oxychloration) :
Dans cette seconde méthode, la réaction est opérée à une température de 200 à 300 °C, à une pression de 0,4 à 0,6 Mpa et un sel de cuivre est généralement utilisé comme catalyseur (INERIS, 2004).
Utilisations
1,2-dichloroéthane
FTE 2005 Importer
Le 1,2 dichloroéthane est principalement utilisé comme intermédiaire dans la synthèse du chlorure de vinyle (INERIS, 2004). Cet usage représenterait 95% de l'emploi du 1,2 DCE (EuroChlor, 1997) (RPA, 2002).
Il est également employé dans la production de solvants chlorés tels que le 1,1,1 trichloroéthane, le trichloroéthylène et le tétrachloroéthylène.
Ses autres domaines d'utilisation sont divers, certains sont maintenant anecdotiques voire inexistants :
- fabrication d'éthylènediamine, d'éthylène glycol, de chlorure de polyvinyle, de nylon, de rayonne, de matières plastiques diverses,
- solvant pour les graisses, les huiles, les cires, les résines, le caoutchouc et pour l'extraction d'épices,
- traitement par fumigation des grains (céréales), des vergers, des bâtiments agricoles et des champignonnières,
- solvant dans la fabrication de peintures, de vernis, de détachants, de savons, de produits nettoyants et d'agents mouillants.
- fabrication d'alkyles de plomb, mais leur usage est déclinant (EC, 2002a)
- en faible quantité dans la synthèse de l'oxyde d'éthylène (EC, 2002a)
- antidétonant dans l'essence sans plomb.
Selon le Département de la santé américain (ROC, 1981), le DCE utilisé comme solvant ou dégraisseur a été remplacé par des substances moins nocives.
Il était utilisé avant comme dissolvant dans les peintures, mais aujourd'hui ce n'est plus le cas.
Synthèse du CVM
Le chlorure de vinyle monomère (CVM) est produit industriellement à partir d'éthylène et de chlore ou de chlorure d'hydrogène (gaz chlorhydrique) en deux étapes successives :
- La première étape consiste à fabriquer du 1,2 dichloroéthane, soit par chloration directe d'éthylène avec du chlore, soit par chloration d'éthylène avec l'acide chlorhydrique (HCL) et l'oxygène (oxychloration).
- La seconde étape consiste en la pyrolyse du dichloroéthane en phase gazeuse (Euro Chlor, 2001 ; EC, 2002a ; INERIS, 2001) :
Synthèse du trichloréthylène
Selon le site internet de la Société française de la chimie (SFC13), en France, la synthèse du trichloroéthylène à partir de l'éthylène ou du 1,2 dichloroéthane (avec le 1,1,2 trichloroéthane comme intermédiaire) est la seule réaction utilisée (35 000 t.an 1 de capacité de production à l'usine Arkema de Saint Auban).
Néanmoins, des solutions alternatives existent : la synthèse du trichloroéthylène à partir de l'acétylène ou du 1,2 dichloroéthane ; d'autres procédés hydrogènent le perchloréthylène ou craquent un mélange de tétrachloroéthanes et de pentachloroéthane. Dans un but de dmiminution des rejets de T112, certaines de ces substitutions pourraient être encouragées.
[13] http://www.sfc.fr/
Synthèse du 1,1,1-trichloroéthane
Selon le site internet de la SFC, en France, la synthèse du 1,1,1 trichloroéthane à partir du 1,2 dichloroéthane (avec le 1,1,2 trichloroéthane comme intermédiaire) est la seule réaction utilisée (50 000 t.an 1 de capacité de production à l'usine Arkema de Saint Auban).
Chlorure de vinyle (CVM)
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Selon Euro Chlor (1999), 99 % du chlorure de vinyle est utilisé comme monomère pour la production de polychlorure de vinyle (PVC) et des copolymères associés. Un exemple de copolymère est la production de chlorure de polyvinylidene, un plastique utilisé pour les emballages (Tickner, 1998).
L'OMS (1999) estime, quant à lui, le pourcentage du CVM utilisé dans la fabrication de PVC à 95 %. Selon la même source, les autres 5 % seraient utilisés comme intermédiaire dans la production de solvants chlorés (cf. aussi EC, 2002a), en particulier du 1,1,1 trichloroéthane. Toutefois, la production comme solvant de ce dernier produit n'est plus autorisée, en France, depuis 1996 (Vignes, J.L, 2005). L'entreprise Arkema de St Auban continue, ainsi, à le produire comme matière première mais en utilisant un réactif autre que le CVM. Enfin, le CVM est utilisé comme matière première pour la synthèse organique (INERIS, 2003). On estime à 300 000 tonnes les applications du chlorure de vinyle hors PVC.
Pour plus de précisions sur les usages du CVM, voir la fiche INERIS de données technico économiques sur ce composé (INERIS, 2006).
Polychlorure de vinyle (PVC)
FTE 2005 Importer
Le PVC, premier consommateur du CVM, est le 3ème polymère utilisé dans le monde après les polyéthylènes et les polypropylènes (EC, 2005). Grâce à ses caractéristiques (résistance, isolation, légèreté, imperméabilité, durabilité, résistance mécanique, etc.), il est utilisé dans de nombreux secteurs industriels :
Tableau 5 : Utilisation du PVC par secteur en France et en Europe de l'Ouest, en %
Source : (*) http://www.106.us/f/polychlorure_vinyle/index.htm#Utilisations ; (**) SPMP, 2003
Rejets dans l’environnement
Rejets dans l'environnement
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PRINCIPALES SOURCES DE REJET
Il n'y a pas de sources naturelles de 1,2 dichloroéthane. Les rejets dans l'environnement peuvent être issus de la fabrication, de l'utilisation, du stockage, de la distribution et de l'élimination du 1,2 dichloroéthane (ATSDR 2001). EPA's Toxic Chemical Release Inventory (TRI) comptabilise 96 installations industrielles qui produisent, transforment ou autrement utilisent le 1,2 dichloroéthane en 1988 (TRI88, 1990). De ces installations, les rejets de 1,2 dichloroéthane dans l'environnement sont estimés à to 2 400 tonnes. Selon le TRI99 (2001), en 1999, environ 227 tonnes (88.7% du total des rejets sur sites) de 1,2 dichloroéthane ont été émises dans l'air, 0,41 tonnes (0.15%) dans l'eau et 1,35 tonnes (0.48%) dans le sol. TRI (2001) rapporte aussi un rejet en dehors des sites de 309 tonnes. Il y aurait donc eu une très forte baisse des rejets aux USA en dix ans.
Le DCE peut être rejeté dans l'eau à travers les effluents de l'industrie qui produit ou utilise la substance. De plus, il peut être déversé dans l'atmosphère ou les eaux souterraines à travers les dépôts dans les déchetteries.
REJETS INDUSTRIELS
Selon l'INCHEM (1995), le DCE est rejeté dans l'environnement principalement à travers les émissions dans l'air ambiant pendant sa production et celle du chlorure de vinyle. Il est récupéré à partir des effluents industriels par une distillation à deux étapes. Ces effluents sont alors incinérés (McPherson et al., 1979), l'efficacité de la destruction est alors estimée à 99,99 % (US EPA, 1986).
Le rejet dans l'atmosphère du DCE issu de la production de biens peut provenir de plusieurs sources. Le rejet accidentel correspond habituellement à 50 % du total. L'EPA estime à 18 000 t de DCE, les rejets dans l'atmosphère aux USA en 1982 provenant des sources fugitives (valves, tec.), des cuves de stockage, des sources secondaires (ex émissions du processus de traitement des eaux usées), des fissures et des opérations d'expéditions (US DHHS, 1994).
Euro Chlor rapporte les émissions de 1,2 dichloroéthane (Euro Chlor, 1999) par les industriels européens dans l'air et dans l'eau.
Figure 1. Emissions industrielles de 1,2 dichloroéthane (en kg) dans l'eau et dans l'air d'après Euro Chlor (1999)14 .
Ces graphiques montrent que les émissions de 1,2 DCE sont en forte diminution depuis 1985 en Europe. En outre, ils montrent également que les rejets dans l'air sont pratiquement 100 fois plus importants que les rejets dans l'eau. Ainsi, en 1995, les émissions de CVM dans l'air étaient de l'ordre de 3 millions kg.an-1 et de 30 000 kg.an-1 dans l'eau.
Le Registre français des émissions polluantes issues d'établissements français comporte des données d'émission de 1,2 DCE dans l'air et dans l'eau en France (cf. tableau 5bis).
Tableau 5bis : Emissions de 1,2 DCE en 2004 dans l'air et dans l'eau, en kg.an
Source : Registre français des émissions polluantes15
Ces données indiquent que c'est surtout le secteur de la chimie qui est concerné, et que les émissions atmosphériques sont donc très largement supérieures à celles vers les milieux aquatiques.
(EC, 2002a) indique que le facteur d'émission atmosphérique typique d'une usine de CVM est de 1 kg de 1,2 DCE par tonne de CVM. Le facteur d'émission pour l'eau est de l'ordre de 5 g/tonne.
REJETS LIES A L'UTILISATION DES PRODUITS
Le DCE était aussi rejeté dans l'atmosphère par les émissions des automobiles car il était contenu dans la formule de l'antidétonant pour l'essence au plomb. Ce n'est plus le cas aujourd'hui, l'essence au plomb ayant totalement disparu en France.
[14] http://www.eurochlor.org/COCEM
[15] http://www.pollutionsindustrielles.ecologie.gouv.fr/IREP/index.php
Présence environnementale
Synthèse
FTE 2005 Importer
La présence de 1,2 dichloroéthane dans l'environnement est uniquement anthropique. Elle résulte de la production et des diverses utilisations de ce produit. Les goudrons de dichlorure d'éthylène, sous produits de la synthèse du chlorure de vinyle, peuvent également générer du 1,2 dichloroéthane (INERIS, 2004).
Selon l'OMS (1998), La plus grande partie du 1,2 dichloréthane libéré dans l'environnement se retrouve dans l'air ambiant où sa persistance est modérée. Sa durée de vie est estimée dans l'atmosphère entre 43 et 111 jours dans la littérature. Du DCE peut être rejeté par les effluents industriels dans le milieu aquatique, d'où il se volatilise rapidement (Dilling et al., 1975). Le DCE peut aussi se retrouver dans les eaux souterraines près des sites de déchets industriels. Le potentiel de bioaccumulation du 1,2 dichloréthane est faible.
Tableau 6 Partition du 1,2 dichloroéthane entre les différents compartiments de l'environnement (calculs Mackay level 1) (Mackay Patterson, 1990)
Selon Eurochlor (1997), le DCE dans la troposphère est oxydé par des radicaux d'hydroxyde en donnant comme produits de dégradation le trichlorométhane (chloroforme) (89%) et du chlorure de chloracétyle (11%) (Pearson et al. 1975 ; Wallington et al. 1996).
Dans les eaux côtières et les estuaires, Euro Chlor (1997) relève des concentrations de 0,005 Vg.l-1 à 6,4 Vg.l-1. Les données de contrôles de DCE dans des eaux côtières ou estuaires d'Europe sont indiquées dans le tableau 7 suivant.
Tableau 7: concentration de 1,2 DCE dans les eaux côtières ou estuaires
Source Eurochlor (1997)
Les données les plus représentatives de la présence dans les différents médias sont résumées dans le tableau 8 suivant (source : OMS, 1998). Les concentrations moyennes de 1,2 dichloroéthane dans l'air ambiant dans les villes sont de 0,07 – 0,28 g.m-3 au Canada, <0,004– 3,8 g.m-3 au Japon, et 1,2 g.m-3 au Royaume Uni et les Pays Bas. Des enquêtes aux Etats Unis donnent des niveaux moyens de 0,33–6,05 g.m-3. Cependant, des pics de concentrations ont été détectés près des implantations chimiques : 736 g.m-3 (US EPA, 1985).
Les niveaux moyens dans l'air intérieur sont de <0.1 g.m-3 au Canada, 0.1–0.5 g.m-3 aux USA, et 3.4 g.m-3 aux Pays Bas.
Dans l'eau de consommation, les concentrations moyennes de 1,2 dichloroéthane sont généralement inférieures à 0.5 g.l-1itre, chiffre basé sur les résultats d'enquêtes au Canada, USA, Japon et Espagne.Bien qu'il y ait très peu de données récentes, le 1,2 dichloroéthane a été très rarement détecté dans les eaux de surface à des concentrations supérieures à 10 g.l-1itre.
Tableau 8 : niveau de 1,2 dichloroéthane dans les différents milieux : source OMS, 1998, p.6
[16] source : Euro Chlor, 1997
Perspectives de réduction
Réduction des rejets
Réduction des émissions industrielles
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Sur les recommandations d'OSPAR, et également dans le cadre de la Directive IPPC, Il convient d'adopter les meilleures techniques disponibles dans la fabrication du CVM ou de son intermédiaire (DCE), parmi lesquelles figurent les mesures suivantes, mais dont la plupart ne sont pas spécifiques du 1,2 DCE :
- utilisation de l'oxygène pur (au lieu d'air) comme source d'oxygène pendant la phase d'oxychloration dans les nouvelles installations, ceci de manière à réduire le débit de gaz perdus, l'air pouvant cependant être employé dans certains cas particuliers;
- utilisation des catalyseurs les plus efficaces, de manière à réduire au maximum la formation de sous produits;
- circuit de collecte (tuyaux et pompes) de l'effluent contaminé du procédé, installé hors sol ou dans des gaines accessibles à des fins d'inspection et de réparation;
- canalisations (égouts) pour les eaux polluées du procédé, en circuit fermé, de manière à éviter les émissions atmosphériques de composés volatils;
- contrôle du procédé et dispositifs d'exploitation assurant la détection immédiate des fuites quelles qu'elles soient, et notamment un contrôle permanent de l'eau de refroidissement, afin d'assurer une intervention rapide pour colmater les fuites décelées;
- élimination effective des composés organiques chlorés volatils, tels que le DCE dans l'effluent, par un traitement à la vapeur ou à l'air;
- réservoirs à DCE et à sous produits, équipés de condenseurs de reflux réfrigérés ou branchés à un dispositif de récupération des gaz et/ou à un incinérateur de gaz afin d'empêcher les émissions dans l'atmosphère;
- destruction de la boue contenant des organohalogénés (engendrée par l'épuration des eaux usées et, p.ex. du coke issu du craquage du DCE) dans un incinérateur de déchets chimiques ou, sous réserve que la teneur en organohalogénés dans les déchets ne soit pas significative, mise en décharge chimique sûre;
Pour les phases de chargement et déchargement, il est préférable de travailler en milieu fermé, ce qui est possible lorsque les sites de production sont proche des sites de transformation comme c'est le cas pour les usines de Tavaux ou de l'étang de Berre. En revanche les productions de CVM et de PVC du groupe ARKEMA sont dissociés (Akerman, F., Massey, R., 2005). Ainsi, le CVM est produit autour de Lavéra et le PVC dans la région lyonnaise (St Fos et Balan). ARKEMA achemine en fait le CVM en péniche jusqu'à Lyon puis dans un pipeline de 45 km reliant St Fons à Balan. Ce transport pose de nombreux problèmes, car les péniches transportent en moyenne 2 500 tonnes de CVM (toxique et inflammable) sur le Rhône, et le pipeline peut contenir jusqu'à 720 tonnes de CVM. Pour ces transports, il faut capter les vapeurs avec par exemple des systèmes de retour vapeur.
Au lieu d'acheminer le CVM, il est préférable de transporter le 1,2 DCE qui est un produit plus stable (cas du site de Jarrie d'ARKEMA).
Les technologies suivantes de traitement des eaux usées ont fait l'objet de recherche pour éliminer le 1,2 DCE : charbon actif, extraction de solvant, le stripping, l'adsorption par résine.
Le Centre technique des eaux usées (CTEU) d'Environnement Canada a mis en place un pilote dans une décharge pour traiter les eaux souterraines contaminées par des substances chimiques organiques volatiles pendant l'été 1986. Le système de traitement est composé d'une colonne de stripping traitant les eaux usées et de deux filtres à charbon actif en grain en série traitant les gaz. Dans les eaux usées, il y avait du 1,1 dichloroéthane, du 1,2 dichloroéthane, du chloroforme, du 1,1 dichloroéthylène, du 1,1,1 trichloroéthane, du benzène, du toluène, et du trichloréthylène. L'efficacité de l'élimination est comprise entre de 27 et 99,9% suivant les composés et les conditions d'exploitation. (Semovic L et al,1987)
- Le Document Européen de référence sur les Meilleures Techniques Disponibles (BREF) sur le traitement des effluents dans le secteur de la chimie (EC, 2002b), mentionne les techniques suivantes pour traiter des rejets de 1,2 DCE :
Effluents aqueux :
- Nanofiltration : rendement d'élimination de 70%. La nanofiltration est utilisé pour traiter des effluents contenant de grosses molécules organiques et des ions multivalents. Cette technique permet de concentrer les polluants pour faciliter leur élimination par la suite et/ou pour recycler une partie de l'effluent.
- Stripping à l'air : un rendement d'élimination de 65% est rapporté dans le document BREF.
Effluents atmosphériques :
Le lavage biologique des gaz (biotrickling filter) est un procédé adapté au 1,2 DCE (EC, 2002b).
Le Document Européen de référence sur les Meilleures Techniques Disponibles (BREF) sur les produits organiques de base (LVOC) (EC, 2002a), fournit les informations suivantes sur le 1,2 DCE :
Effluents atmosphériques :
Les techniques , et les procédés de traitements permettent d'obtenir une concentration inférieure à 1 mg/Nm3 en 1,2 DCE dans les rejets –(en général par combustion catalytique, parfois par oxydation thermique à haute température).
Impact économique des mesures de réduction
Les émissions de DCE proviennent en très grande majorité des rejets des usines de fabrication de DCE, CVM ou de PVC. Pour réduire ces émissions, on peut soit agir à la source, en réduisant par exemple la production de CVM, donc de DCE, soit agir directement en sortie des installations en réduisant leurs émissions polluantes.
La réduction à la source des émissions de 1,2 DCE, passe par la réduction de la production de CVM. Des informations sur ce sujet sont disponibles dans une fiche technico économique disponible sur le CVM.
Alternatives aux usages
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1,2-Dichloroéthane
- Synthèse du Chlorure de vinyle
Il n'y a pas de produit de substitution au DCE pour synthétiser le CVM (RPA, 2002).
- Solvant
L'INRS indique qu'il est possible de remplacer le 1,2 dichloroethane par le 1,1,1 trichloroethane ou le dichlorométhane. Cependant, ces deux solvants sont également des substances dangereuses pour les milieux aquatiques et sont visées respectivement par la Directive 76/464/CE et la Directive Cadre Eau.
Chlorure de vinyle
- Synthèse du PVC
Il n'y a pas de produit de substitution au CVM pour synthétiser le PVC.
Polychlorure de vinyle
Le polychlorure de vinyle, même si il ne provoque pas d'émissions importantes de CVM, est source de nombreuses polémiques car certaines substances chimiques qu'il renferme (phtalates, organoétains) sont toxiques et peuvent être à l'origine de pollution de l'air. De plus, comme le PVC est le principal débouché du CVM, sa fabrication est la cause directe ou indirecte de la quasi totalité des rejets de CVM dans l'environnement. Pour toutes ces raisons, de nouvelles réglementations limitent la mise sur le marché d'objets en PVC (Allemagne, Suède). Confrontés à ces restrictions et surtout à la pression des sociétés de consommateurs, les industriels sont donc amenés à développer de nouveaux produits ne contenant plus de PVC. Mais, en raison de sa polyvalence et du large éventail d'applications, il n'y a pas un seul matériau individuel qui pourrait servir de substitut dans toutes les applications, mais toute une série, en fonction du produit concerné. Pour réaliser des substitutions il est nécessaire de réaliser des analyses de cycles de vie (ACV), permettant de comparer l'impact environnemental de plusieurs produits. Des études sur ce sujet sont actuellement menées par la commission européenne17 .
Déjà de très nombreux industriels ont supprimé ou réduit leur usage du PVC dans leurs produits (Greenpeace, 2003) :
- Les constructeurs automobiles remplacent par exemple le PVC contenu dans les intérieurs des véhicules, par des produits à base d'oléfines.
- Certaines bouteilles d'emballage en PVC peuvent être remplacées par du Polyethylène terephtalate (PET) (cosmétique, alimentaire)
- Les cartes de crédits en PVC peuvent être remplacées par des cartes en PET ou avec des matériaux à base de polyoléfines.
- Les plastiques en PVC des appareils électroniques peuvent être remplacés par du Polyethylène (PE), du PET et du Polystyrène (PS) en fonction des utilisations.
- Les emballages en PVC de produits pharmaceutiques sont remplacés par des produits à base de polypropylène (PP).
- Les jouets en PVC peuvent être remplacés par des matériaux à base de PP, d'acétate de vinyle éthylène ou d'ABS (Acrylonitrile Butadiene Styrene).
- Les tubes et flexibles de gaz et les canalisations d'eau peuvent être remplacés par du polyéthylène moyenne densité.
- Les canalisation en PVC, peuvent être remplacées par des tuyauteries en cuivre, fer, béton ou grès vitrifiés qui restent très utilisés pour les tuyaux de gros diamètre. L'ABS et le PE sont également très utilisés pour les tuyauteries (gouttières…).
- Les revêtements extérieurs en PVC peuvent être bien sûr remplacés par le bois, ainsi que la fibre ciment (Akerman, F., Massey, R., 2005).
- Les fenêtres en bois, aluminium, ou en fibres de verres sont des alternatives aux fenêtres en PVC.
- Les sols en liège, le linoléum, le stratica®, sont des matériaux pouvant remplacer les sols en PVC.
Un autre moyen pour réduire la production de PVC par le CVM est de recycler les déchets de PVC en fin de vie afin de faire de la valorisation matière. Les industriels du secteur se sont, pour cela, organisés en association et ont lancé le programme d'action Vinyl 2010, qui vise en autre, à recycler, en Europe, 200 000 tonne de déchets de PVC post consommation par an d'ici fin 2010 (Vinyl2010, 2004). Ainsi, en 2004, les groupes sectoriels ont recyclé 18 077 tonnes de PVC, en augmentation de 30% par rapport à 2003.
[17] http://europa.eu.int/comm/environment/waste/studies/pvc/lca_study.htm
Conclusion
FTE 2005 Importer
Le 1,2 dichloroéthane est un composé organique, liquide dans les conditions ambiantes, cancérigène et facilement inflammable. Il est utilisé à plus de 95% pour la fabrication du chlorure de vinyle, lui même principal intermédiaire dans la fabrication du polychlorure de vinyle (PVC), 3ème polymère utilisé dans le monde. Il n'y a pas de substitut au DCE disponible pour la synthèse du CVM. En France, en 2003, la capacité de production de DCE était de 2043 kt.an-1, répartie sur 4 sites (les unités du site de St Auban devraient fermer en 2006). Cette production sert à la synthèse de CVM et donc de PVC dont les capacités de production étaient en 2003 de 1445 kt.an-1, répartie sur 7 sites.
Les rejets de DCE proviennent, quasi exclusivement, des émissions industrielles des producteurs de DCE, CVM et de PVC. Les rejets de DCE vers l'atmosphère sont 100 fois plus importants que les rejets dans les milieux aqueux. Dans ces conditions les effluents gazeux pourraient représenter, par l'intermédiaire des eaux de ruissellement, la première source de rejet indirect de DCE dans les milieux aqueux. En outre, depuis 1985, les émissions de DCE sont en fortes diminution, que se soit dans l'eau ou dans l'air.
Dans un contexte d'augmentation régulière des capacités de production, ces réductions des émissions de DCE s'expliquent avant tout par l'amélioration des procédés de production de PVC et de CVM et des procédés de traitements des effluents. Néanmoins, on constate aujourd'hui que de nombreux industriels développent des produits alternatifs, moins nocifs et plus économiques, à leurs usages du PVC. On peut donc s'attendre, dans ces prochaines années, soit à une stabilisation, soit à une diminution de la consommation de PVC comme on a déjà pu le constater entre 2002 et 2003, donc à une baisse de la demande de DCE, et par voie de conséquence, des rejets.
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Dernière vérification le 29/03/2024
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