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Benzo[g,h,i]perylène (191-24-2)
Informations générales
Dernière vérification le 29/03/2024
Identification
Numero CAS
191-24-2
Nom scientifique (FR)
Benzo[g,h,i]perylène
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
205-883-8
Code SANDRE
1118
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C22H12 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
c1cc2ccc3ccc4ccc5cccc6c(c1)c2c3c4c56
Familles
Familles chimiques
Méthodes analytiques
Air
Prélèvement
Analyse
Eau
Prélèvement
Analyse
Sol
Prélèvement
Analyse
Autres milieux
Prélèvement
Règlementations
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
276.34 g/mol
Tableau des paramètres
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Bibliographie
Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 29/03/2024
Matrices
Atmosphère
Dans l'air, le B(g,h,i)P est présent uniquement dans la phase particulaire (HSDB, 2017).
Milieu eau douce
Dans le milieu aquatique, le B(g,h,i)P est préférentiellement associé à la phase particulaire de la colonne d'eau ou du sédiment. Sa volatilisation à partir des eaux superficielles est faible (HSDB, 2017).
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Milieu sédiment eau douce
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Milieu terrestre
Le B(g,h,i)P n’est pas mobile dans les sols (HSDB, 2017). La volatilisation à partir de sols humides ou secs n’est pas un processus significatif (HSDB, 2017).
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Persistance
Biodégradabilité
Comme la plupart des HAP, le B(g,h,i)P est biodégradé par certaines souches de micro-organismes. De nombreuses études l'ont démontré, principalement dans les sols et les sédiments, et dans une moindre mesure dans l'eau. Les taux de biodégradation observés varient de 15 à 90 % selon les conditions du milieu, et le type de micro-organismes présents dans les matrices étudiées. Ainsi, des sols provenant d'une ancienne usine à gaz et contenant du B(g,h,i)P ont montré une réduction de 18 % du B(g,h,i)P après 5 semaines d'incubation (Srivastava et al., 1989). Une autre étude portant sur des boues artificiellement enrichies en HAP a montré un taux de biodégradation de 86 % avec des demi-vies de 465 jours pour le B(g,h,i)P (Wild et Jones, 1993). Des expériences menées au Royaume Uni sur des sols provenant de parcelles agricoles enrichies en B(g,h,i)P ont établi des demi-vies de l'ordre de 9 ans (Wild et al., 1990). À la concentration initiale de 9,96 µg.g-1, des taux de 76 à 81 % ont été observés après 240 jours dans des sols agricoles sablo-limoneux non acclimatés et incubés à 10°C-20°C, ce qui correspond à des demi-vies de 600 à 650 jours (Coover et Sims, 1987). Ces expériences ont été menées afin de mettre en évidence l'existence de la biodégradation aérobie. D'autres expériences menées par Kirk et Lester, 1991 ont également démontré l'existence de la biodégradation anaérobie.
Dégradabilité abiotique
L’hydrolyse est négligeable compte tenu de sa structure chimique (HSDB, 2017).
Bioaccumulation
Organismes aquatiques
Le facteur de bioconcentration (BCF) du B(g,h,i)P, calculé par Lyman et al., 1990 en utilisant une valeur de log Kow de 6,63 et une équation de régression a été établi à 64 000. Cette valeur suggère un potentiel de bioconcentration très élevé pour les organismes aquatiques. Chez la moule, la demi-vie du B(g,h,i)P est estimée à 15,4 jours (Meador et al., 1995). Une étude menée par Harkey et al., 1995 a établi une bioaccumulation importante de B(g,h,i)P chez des vers benthiques avec une concentration maximale atteinte de 80 ng.g-1.
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Organismes terrestres
La Base de données sur la contamination des Plantes Potagères par les molécules Organiques Polluantes - BAPPOP 2015 [1] (ADEME, INERIS, Université de Lorraine-INRA-GISFI, INPT-ENSAT, ISA Lille, 2015) ne comporte pas le B(g,h,i)P dans sa liste des HAP. Cette base regroupe sur un support unique des informations documentaires relatives à la contamination des plantes potagères par les molécules Organiques Polluantes, issues principalement des publications scientifiques récentes. Elle est gratuite et téléchargeable sur le site https://www.ademe.fr/bappop-base-donnees-contamination-plantes-potageres-molecules-organiques-polluantes et fonctionne sur ACCESS.
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 09/07/2024
Introduction
L'ensemble des informations et des données toxicologiques provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (ATSDR, 1995 ; IARC 1983 ; IARC, 1987, 2010 ; OMS IPCS, 1998 ; RIVM, 2001 ; US EPA (IRIS), 1990). Les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche.
Chez l’homme, très peu d’études ont cherché à identifier les effets toxiques du B(g,h,i)P seul, la plupart des données disponibles concernent des mélanges d’hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP). Dans cette fiche, seule la substance B(g,h,i)P est considérée, excluant autant que possible les données relatives à la co-exposition à plusieurs HAP. La plupart des HAP disposent également d’une fiche de données toxicologiques cependant il nous est apparu nécessaire de proposer une fiche « choix de VTR » regroupant les valeurs disponibles pour chacun d’eux, ainsi que les autres éléments de comparaison entre ces différents HAP.
Le B(g,h,i)P se situe dans la classe des HAP de haut poids moléculaire (6 cycles), avec une absorption théorique majoritaire sous forme particulaire.
Toxicocinétique
Chez l'homme
Absorption
Chez l’homme, aucune étude spécifique concernant le devenir dans l’organisme du B(g,h,i)P n’est disponible.
Aucune donnée sur l'absorption n'a été identifiée.
Distribution
La présence de B(g,h,i)P a été détectée dans le placenta de 200 femmes vivant dans des villes industrialisées en Ukraine et dans le lait maternel de femmes non fumeuses séjournant à Pékin (Gladen et al., 2000 ; Yu et al., 2011).
Métabolisme
Des études métaboliques ont montré que les cytochromes P450 1A1 et 1B1 avaient une forte activité envers la transformation du BaP et du B(g,h,i)P. Les voies métaboliques principales du B(g,h,i)P impliqueraient des oxydations en position 3,4 et 11,12, pour conduire à la formation de B(ghi)P 3,4-oxide and B(ghi)P 3,4,11,12-bis-oxide (Pan et al., 2013).
Une récente étude sur cellules humaines a démontré que le benzo(g,h,i)pyrène était capable de se fixer au récepteur des arylhydrocarbures (AhR) et d’induire in vitro la transcription des gènes dépendant de ce récepteur, notamment les ARNm du cytochrome CYP4B1, impliqué dans les premières étapes du métabolisme du B(g,h,i)P (Zaragoza-Ojeda et al., 2016).
L’affinité du B(g,h,i)P pour l’AhR (récepteurs aux HAP capables d’induire l’activation des cytochromes P450) recherchée à partir de tests in vitro chez l’humain et l’animal est considéré comme très faible (Barron et al., 2004 ; Misaki et al., 2016 ; Vondráček et al., 2017).
Élimination
Des concentrations urinaires de B(g,h,i)P de 5 – 3 et < 1,1 ng.L-1 ont respectivement été dosées chez des salariés travaillant dans des raffineries (n=12), au collage de l’asphalte (n=10) ou non professionnellement exposé (n=10) (Campo et al., 2011).
Chez l'animal
Absorption
Aucune étude n’a été identifiée.
Distribution
Aucune étude n’a été identifiée
Métabolisme
A partir de tests sur bactéries en présence d’un inhibiteur des époxydes hydrolases, l’oxyde d’arène a été identifié comme étant le métabolite génotoxique ultime du B(g,h,i)P (multiplication par 4 des mutations ponctuelles). Des travaux complémentaires ont permis d’identifier une première voie métabolique débutant par l’attaque des mono-oxygénases en position 7 conduisant à la formation de 7-phénol, lui-même transformé en 7,8- et 7,10-diphénols puis, par oxydation, en 7,8- et de 7,10-quinones. Une seconde voie métabolique, impliquerait une métabolisation à partir des régions K du B(g,h,i)P conduisant à la formation de 3,4-époxy-3,4-dihydroB(ghi)P (3,4-oxyde) et 3,4,11,12-bisépoxy-3,4,11,12-tetrahydro-B(ghi)P (3,4,11,12-bisoxyde), puis par transformations successives à la formation respective de 3,4-quinone et de 3,4-dihydrodiol-11,12-quinone (Platt et Grupe, 2005).
Élimination
Aucune étude n’a été identifiée.
Autre
Relation avec le récepteur AhR
L’affinité du B(g,h,i)P pour l’AhR (récepteurs aux HAP capables d’induire l’activation des cytochromes P450) recherchée à partir de tests in vitro chez l’animal est considéré comme très faible (Barron et al., 2004 ; Misaki et al., 2016 ; Vondráček et al., 2017).
Synthèse
Aucune donnée n’est disponible sur la toxicocinétique du B(g,h,i)P seul chez l’homme. Plusieurs métabolites ont été identifiés à partir cellules humaines exposées in vitro au B(g,h,i)P. Sa présence dans le placenta et le lait maternel a été détectée chez la femme enceinte, de même que dans les urines de sujets exposés à des mélanges de HAP.
Deux voies métaboliques ont été identifiées chez l’animal, conduisant à la formation de nombreux métabolites. Son affinité pour l’AhR (récepteurs aux HAP capables d’induire l’activation des cytochromes P450) est faible.
Toxicité aiguë
Chez l'homme
Toutes voies
Chez l’homme, aucune donnée concernant l’effet induit par une exposition aiguë au B(g,h,i)P seul n’est disponible.
Synthèse
Aucune donnée sur la toxicité aiguë du B(g,h,i)P seul chez l’homme ou l’animal n’a été identifiée.
Chez l'animal
Toutes voies
Chez l’animal, aucune donnée concernant l’effet induit par une exposition aiguë au B(g,h,i)P seul n’est disponible.
Synthèse
Aucune donnée sur la toxicité aiguë du B(g,h,i)P seul chez l’homme ou l’animal n’a été identifiée.
Toxicité à doses répétées
Effets généraux
Chez l'homme
Toutes voies
Chez des salariés travaillant dans une fonderie de fer en Pologne (Szczeklik et al., 1994) exposés pendant une durée moyenne de 15 ans à un mélange de HAP comprenant du chrysène du fluoranthène, du pérylène, du pyrène, du B(a)P, du benz(a)anthracène, du dibenz(a,h)anthracène et du B(g,h,i)P, des variations des taux d’immunoglobulines sériques ont été observées. La signification biologique de ces effets n’est pas claire et aucune conclusion concernant l’effet spécifique du B(g,h,i)P n’a pu être établie.
Synthèse
Aucune étude spécifique concernant les effets systémiques du B(g,h,i)P n’est disponible. Seules des variations des taux d’immunoglobulines sériques ont été observées chez des travailleurs exposés à un mélange d’HAP, dont le B(g,h,i)P.
Chez l'animal
Synthèse
Chez l’animal, aucune étude spécifique concernant les effets systémiques du B(g,h,i)P n’est disponible.
Effets cancérigènes
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | non évalué | |
| IARC | groupe 3 : substance ne pouvant être classée pour sa cancérogénicité pour l'homme | 2010 |
| US EPA | Classe D : Substance non classifiable quant à sa cancérogénicité pour l’homme | 1990 |
Chez l'homme
Synthèse
Chez l’homme, aucune étude n’est disponible concernant l’effet cancérigène du B(g,h,i)P seul.
Chez l'animal
Toutes voies
Le pouvoir cancérigène du B(g,h,i)P a été étudié chez l’animal par application cutanée, implant pulmonaire, injection sous-cutanée ou lors d’études d’initiation de tumeurs ou de pouvoir co-cancérigène.
Inhalation
Aucune étude par inhalation n’a été réalisée chez l’animal.
Toutefois, des rats femelles Osborne-Mendel ont reçu un implant pulmonaire de 0,16-0,83 ou 4,15 mg de B(g,h,i)P (pureté >98,5 %) dans un mélange de cire d’abeille et de trioctanoïne pendant leur vie entière. Des épithéliomes épidermoïdes du poumon et du thorax ont été observés à la dose de 0,83 mg (1/35) et de 4,15 mg (4/34). Cependant, l’IARC 1983 indique que les tumeurs observées peuvent être attribuables aux impuretés du composé testé (Deutsch-Wenzel et al., 1983).
Voie orale
Aucune étude de cancérogénèse par voie orale n’a été identifiée.
Voie cutanée
L’application cutanée de 0,05 ou 0,1 % de B(g,h,i)P dans du 1,4-dioxane, trois fois par semaine pendant un an, sur des souris Swiss albino femelles (20 par dose) n’a entraîné l’apparition que d’un papillome cutané pour la concentration de 0,05 % (Hoffmann et Wynder, 1966).
L’injection sous-cutanée de B(g,h,i)P dans du dichlorométhane à des souris, à des doses allant jusqu’à 200 mg par animal, toutes les deux semaines pendant 20 ou 26 semaines, n’a pas entraîné de tumeurs cutanées ou sous-cutanées (Muller, 1968).
Dans une étude d’initiation de tumeurs, des souris Swiss femelles ont reçu une application cutanée unique de 0,8 mg de B(g,h,i)P dans du benzène, suivie deux semaines plus tard d’applications d’acétate de myristyl phorbol (PMA) dans l’acétone, trois fois par semaine pendant leur vie entière. Des cas de papillomes et carcinomes cutanés ont été observés chez les souris traitées (respectivement 3/20 et 1/20), et un papillome cutané chez les souris traitées uniquement par le PMA (Van Duuren et al., 1970).
Van Duuren et al., 1973 ont montré que le B(g,h,i)P possédait une activité cancérigène lorsqu’il était administré avec du BaP. Des lots de souris Swiss ICR/Ha femelles ont été exposés par voie cutanée à 21 µg de B(g,h,i)P et à 5 µg de BaP dans de l’acétone, 3 fois par semaine pendant un an. L’incidence des papillomes et carcinomes cutanés était respectivement de 20/50 et 17/50 chez les souris exposées aux deux composés et de 13/50 et 10/50 chez celles exposées au BaP seul.
Autres voies d'exposition
Par voie intrapéritonéale, le B(g,h,i)P (10 injections de 5 mg.kg-1) entraîne chez la souris une augmentation de l’incidence de tumeurs hépatiques et gastriques. A doses comparables les auteurs ont conclu que le pouvoir cancérogène du B(g,h,i)P était supérieur à celui du BaP (Wang et Xue, 2015).
Synthèse
Le B(g,h,i)P est un initiateur tumoral et induit des tumeurs lors de co-exposition ; il existe également des éléments en faveur d’un potentiel cancérogène du B(g,h,i)P seul.
Effets génotoxiques
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | non examiné |
In vitro
Organismes procaryotes
Les tests de mutagenèse sur bactéries S. Typhimurium TA98 et TA 100 sont positifs avec activation métabolique (Platt et Grupe, 2005).
Organismes eucaryotes
La génotoxicité de 15 HAP dont le B(g,h,i)P a été déterminée par le test des comètes en conditions alcalines réalisé sur une lignée de cellules pulmonaires V79 de Hamster chinois. Des cassures d’ADN ont été observées avec ou sans activateur métabolique avec plusieurs des HAP testés dont le B(g,h,i)P (Platt et al., 2008).
Dans le modèle in vitro de transformation cellulaire Bhas 42, lignée cellulaire murine transgénique transfectée avec l’oncogène v-Ha-ras, le B(g,h,i)P présente également un effet de promoteur tumoral (Asada et al., 2005).
Synthèse
Les rares tests disponibles (in vitro) sur cellules procaryotes et eucaryotes ont montré la capacité modérée du B(g,h,i)P par rapport au benzo(a)pyrène à induire des lésions de l’ADN (cassures, adduits), ainsi qu’un effet promoteur tumoral.
Effets sur la reproduction
Chez l'homme
Toutes voies
Aucune donnée concernant l’effet du B(g,h,i)P seul sur la reproduction n’est disponible chez l’homme.
Synthèse
Les effets du B(g,h,i)P seul sur la reproduction n’ont pas été étudiés chez l’homme.
Chez l'animal
Toutes voies
Aucune étude traitant de l’effet du B(g,h,i)P seul sur la reproduction n’a été identifiée.
Synthèse
Les effets du B(g,h,i)P seul sur la reproduction n’ont pas été étudiés chez l’animal.
Effets sur le développement
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | non examiné |
Chez l'homme
Toutes voies
Aucune donnée concernant l’effet du B(g,h,i)P sur le développement n’est disponible chez l’homme.
Chez l'animal
Toutes voies
Aucun effet tératogène n’a été observé chez des rates exposées des jours 6 à 15 de la gestation à des concentrations non spécifiées d’huile de schiste contenant différents HAP dont du B(g,h,i)P (Weaver et Gibson, 1979).
Valeurs accidentelles
Autres seuils accidentels
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Valeurs réglementaires
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FDTE/VTR Importer
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
Description
Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale
Le RIVM propose un TDI de 30 µg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au B(g,h,i)P (RIVM, 2001).
Cette valeur est basée sur une évaluation par le US Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group (TPHCWG) de la toxicité des hydrocarbures aromatiques (TPHCWG, 1997a, 1997b). Elle a été élaborée pour les HAP de 17 à 35 carbones et qui ne sont pas considérés comme cancérigènes. Le B(g,h,i)P appartient à la fraction des hydrocarbures aromatiques possédant 16 à 35 atomes de carbone, pour lesquels le TPHCWG considère que le RfD du pyrène de 30 µg.kg-1.j-1 est la meilleure estimation pour évaluer la toxicité de cette fraction spécifique.
Indice de confiance : l’organisme accorde une confiance élevée dans sa valeur.
Effets sans seuil
Selon le rapport INERIS (2003), une méthode de calcul est proposée par l’OMS IPCS, sur la base d’une valeur de référence multipliée par un FET (facteur d’équivalence toxique)(Doornaert et Pichard, 2003). Le principe de FET est fondé sur les hypothèses selon lesquelles l’organe cible et l’activité toxique sont identiques pour chaque molécule apparentée et qu’il n’y a pas d’interaction toxicocinétique ni toxicodynamique. Une telle approche autorise l’addition des risques cancérigènes liés à une co-exposition et permet de quantifier le pouvoir cancérigène d’un mélange de substances en fonction du pouvoir cancérigène d’une substance dite de référence, appartenant à la même famille chimique (OMS IPCS, 1998).
Néanmoins, comme le rappelle l’AFSSA, 2006, cette approche n’est possible que sous 3 conditions :
- les doses et les effets de chacun des composés du mélange sont additifs,
- il n'existe pas d'interactions antagonistes ou synergiques entre les composés du mélange et
- ils agissent selon le même mécanisme d'action toxique.
Or de nombreuses études expérimentales montrent que ces 3 conditions ne sont pas toujours réunies et peuvent conduire à une surestimation ou à une sous-estimation du risque.
Dans le cas des HAP, la molécule de référence est le BaP car c’est le HAP le plus étudié et donc le mieux connu. Le potentiel toxique relatif de chaque HAP dont le B(g,h,i)P est ensuite évalué par rapport à la toxicité du BaP. Un facteur d’équivalence toxique par rapport au BaP est alors évalué pour le benzo(g,h,i) pérylène. Les FET retenus dans cette approche sont ceux proposés par Nisbet et Lagoy, 1992 et repris dans le document INERIS (2003). Cette étape est basée sur l’hypothèse selon laquelle le potentiel toxique relatif entre deux HAPs estimé chez l’animal est identique ou similaire chez l’homme. Un FET de 0,01 a été attribué au B(g,h,i)P par Nisbet et Lagoy, 1992.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation
L'Ineris propose un ERUi de 6.10-6 (µg.m-3)-1 pour une exposition chronique par inhalation au B(g,h,i)P (2018).
Pour une exposition par inhalation à un HAP et en l’absence de valeur spécifique, l’INERIS recommande de prendre en compte l’Excès de Risque Unitaire (ERUi) du BaP proposé par l’US EPA (2017) et retenu par l’INERIS à savoir 6.10-4 (µg.m-3)-1, et de lui appliquer le FET correspondant à cet HAP. Pour le B(g,h,i)P, l’INERIS a retenu en 2003 (Doornaert et Pichard, 2003) un FET de 0,01 dérivant de la classification de Nisbet et Lagoy, 1992.
Cet ERUi correspond à une concentration de 1,67 µg.m3 pour un risque de 10-5 ou à une concentration de 1,67 10-1 µg.m3 pour un risque de 10-6.
Calcul de VTR par inhalation à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(g,h,i)P:
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale
L’ANSES propose de retenir une valeur de 0,005 µg TEQ.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale à 11 HAP (ANSES, 2016)
L'Agence Française de Sécurité Sanitaire des Aliments a publié un avis le 29 juillet 2003 (AFSSA, 2003) dans lequel les méthodes et le choix des études critiques retenues par l’US EPA et par le RIVM pour l’établissement des ERUo ont été analysés pour le BaP. Après comparaison des deux justifications scientifiques, l'AFSSA a retenu la proposition du RIVM.
Selon l’AFSSA (2003), la valeur proposée par le RIVM apparaît actuellement la plus adaptée pour une approche d’évaluation des risques liés aux HAP, car le calcul de cette valeur est basé sur une dose expérimentale issue d’une étude récente (2001) et sur un modèle simple d’extrapolation aux faibles doses, certes imparfait mais protecteur.
Pour les autres HAP, l’AFSSA recommande l’utilisation de facteurs d’équivalence toxiques (TEF) basés sur le pouvoir cancérigène relatif des HAP. Dans le cadre de l’étude sur l’alimentation totale infantile, l’ANSES (2016) a considéré 11 HAP (benzoaanthracène, BaP, benzo(b)fluoranthène, chrysène, B(g,h,i)P, benzo(k)fluoranthène, dibenzo(a,h)anthracène, indeno(1,2,3-cd)pyrène, anthracène, benzo(j)fluoranthène et fluoranthène) les plus toxiques et les plus représentatifs de la contamination alimentaire. L’ANSES (2016) a alors considéré qu’il était possible de calculer un excès de risque de cancer de 10-6 sur la base d’une dose virtuellement sûre (DVS) de 5 ng TEQ.kg pc-1.j-1 (RIVM, 2001). Cette DVS a été établie sur la base d’apparition de tumeurs dans de nombreux organes (dont principalement le foie et le pré-estomac) observée au cours d’une étude réalisée chez le rat exposé par gavage pendant 2 ans au BaP.
L’INERIS propose un ERUO de 10-2 (mg.kg-1.j-1)-1 pour une exposition chronique par voie orale au B(g,h,i)P (INERIS, 2018).
Comme précisé ci-dessus, l'Agence Française de Sécurité Sanitaire des Aliments a publié un avis le 29 juillet 2003 (AFSSA, 2003) dans lequel les méthodes et le choix des études critiques retenues par l’US EPA et par le RIVM pour l’établissement des ERUo ont été analysés pour le BaP. Après comparaison des deux justifications scientifiques, l'AFSSA a retenu la proposition du RIVM. Selon l’AFSSA (2003), la valeur proposée par le RIVM apparaît actuellement la plus adaptée pour une approche d’évaluation des risques liés aux HAP, car le calcul de cette valeur est basé sur une dose expérimentale issue d’une étude récente (2001) et sur un modèle simple d’extrapolation aux faibles doses, certes imparfait mais protecteur.
En 2003, l’INERIS retenait la proposition de l’AFSSA (2003) et proposait donc pour le BaP l’utilisation de la valeur établie par le RIVM, soit une DVS de 5 ng.kg-1 p.c.j-1 pour un excès de risque de cancer de 1 10-6, ce qui correspond à un ERUo de 0,2 (mg.kg-1.j-1)-1.
En 2018, suite à la réévaluation de la valeur de l’US EPA pour le BaP décrite dans la fiche de données toxicologique et environnementale du benzo(a)pyrène, l’INERIS propose de modifier sa valeur. Cette valeur est basée sur celle proposée par l’US EPA, 2017 et retenue par l’INERIS pour le BaP à savoir 1 (mg.kg-1.j-1)-1. A partir de cette valeur une approche par l’application de FET a été réalisée.
Cette valeur est basée sur celle proposée par l’US EPA, 2017 et retenue par l’INERIS pour le BaP à savoir 1 (mg.kg-1.j-1)-1. A partir de cette valeur une approche par l’application de FET a été réalisée.
Cet ERUo correspond à une dose de 10-1 mg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-5 et à une dose de 10-2 mg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-6.
Calcul de VTR par inhalation à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(g,h,i)P :
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Synthèse
Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale
L’Ineris propose de retenir la TDI de 30 µg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au B(g,h,i)P (RIVM, 2001)
Seul le RIVM propose une valeur. Cette valeur est basée sur celle du pyrène. Cette valeur n’étant pas spécifique B(g,h,i)P, l’INERIS néanmoins propose de la retenir par défaut.
Indice de confiance : valeur retenue par défaut.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au B(g,h,i)P par inhalation l’ERUi chronique de 6.10-6 (µg.m-3)-1 de l’INERIS (2018).
En ce qui concerne les effets sans seuil du B(g,h,i)P, il n’existe pas de VTR propre au composé. Pour l’exposition par inhalation la valeur retenue est celle proposée par l’INERIS, construite par application du FET à partir de la valeur du BaP.
Indice de confiance : Faible par manque de données par cette voie,
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au B(g,h,i)P par voie orale l’ERU0 chronique de 10-2 (mg.kg-1.j-1)-1 de l’INERIS (2018).
Deux valeurs sont disponibles pour l’exposition chronique par voie orale au B(g,h,i)P celle de l’ANSES (2016) et celle de l’INERIS (2018). La méthode de construction de ces deux valeurs est identique : elle est basée sur l’application de facteur d’équivalent toxique sur la base de la valeur retenue pour le BaP. Du fait de la révision en 2017 de la valeur développée par l’US EPA, l’INERIS propose une mise à jour de la valeur du B(g,h,i)P. La valeur de l’ANSES étant plus ancienne, cette mise à jour n’a pas été évaluée.
Indice de confiance : Faible par manque de données par cette voie
Autres valeurs des organismes reconnus
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
L'objectif de ce chapitre est d'estimer les effets à long terme sur la faune et la flore, les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Le B(g,h,i)P entre dans la catégorie des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) identifiés en tant que substance prioritaire (N°28) par la Directive Cadre sur l’Eau (DCE) (état chimique). Pour chacune de ces substances prioritaires des Normes de Qualité Environnementales (NQE) sont définies au niveau Européen. La méthodologie ainsi que les données utilisées pour le calcul de ces valeurs sont présentées dans des fiches détaillées. Les informations en lien avec l’écotoxicité du B(g,h,i)P présentées ci-dessous en sont extraites (EC, 2011).
Dangers
Valeurs de danger
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Synthèse
Eau douce
Paramètres d’écotoxicité aiguë
Toutes les données d’écotoxicité aiguë disponibles sont supérieures à la limite de solubilité de la substance dans l’eau (0,26 µg.L-1 à 25°C) et/ou aux plus fortes concentrations testées.
La concentration d’effet reportée la plus faible est obtenue pour le micro-crustacé Daphnia magna avec une CE50 de 0,2 µg.L-1
Paramètres d’écotoxicité chronique
Trois résultats d’essais d’écotoxicité chronique sur des organismes d’eau douce ont été retenus dans l’évaluation européenne du B(b)F comme substance prioritaire de la DCE (EC, 2011a). Aucune donnée lors d’expositions chroniques n’est disponible en eau marine.
Excepté la concentration d’effets obtenue pour les daphnies, toutes les données d’écotoxicité chronique disponibles sont supérieures aux limites de solubilité et/ou aux plus fortes concentrations testées. Bien que peu indicatives de la toxicité absolue de la substance celles-ci permettent néanmoins de conclure à une plus grande sensibilité des crustacés, avec une CE10 minimale de 0,082 µg.L-1 obtenue pour Daphnia magna.
Sédiments d'eau douce
Aucune donnée expérimentale n’est disponible dans la littérature scientifique.
Sédiments marins
Aucune donnée expérimentale n’est disponible dans la littérature scientifique.
Sol
Il existe peu de données sur les organismes terrestres. Aucune donnée n’a été reprise par l’ECHA dans son évaluation des propriétés PBT du B(g,h,i)P. Dans sa revue bibliographique sur les HAP menée en 2012, le RIVM a identifié une seule étude sur collembole, sans effets sur la mortalité ou la reproduction à la plus haute concentration testée.
Valeurs écotoxicologiques
Introduction
Dans cette rubrique, sont reportées des valeurs de référence pour la protection des écosystèmes aquatiques et de la santé humaine via l’environnement.
Elles peuvent avoir un statut de « Valeur réglementaire » si elles sont issues
- de réglementations européennes et issues par exemple de dossiers d’évaluation des risques dans le cadre de processus d’autorisation de mise sur le marché des substances chimiques (c’est le cas des Concentrations Prédites Sans Effet pour l’environnement (PNEC) issues des dossiers réglementaires sous REACh ou dans le cas de la réglementation des produits biocides) ou issues de « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) de la Directive Cadre européenne sur l’Eau (DCE) ;
- de réglementations françaises telles que les arrêtés de mise en application de la DCE à l’échelle nationale.
Elles peuvent être des « Valeurs guides » lorsque ce sont des propositions scientifiques de l’INERIS qui ne sont pas reportées dans des textes réglementaires. C’est le cas de toutes les valeurs établies par l’INERIS pour guider l’évaluation de la qualité des milieux aquatiques pour les substances qui n’ont pas, ou pas encore, un statut réglementaire dans le contexte de la DCE.
Les « Valeurs Guides Environnementales » (VGE) et les « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) sont les outils consacrés pour l’évaluation de la qualité des eaux de surface, dont l’établissement est basé sur une même méthodologie européenne dédiée (E.C., 2018).
Leur construction, d’un point de vue méthodologique, est donc similaire.
Valeurs guides
Description
Valeurs seuil pour la protection des organismes terrestres
Les Pays-Bas proposent 3 valeurs pour le B(g,h,i)P. Un rapport de 1998 (De Bruijn et al., 1998) donne une valeur équivalente à une PNEC (MPC) et une autre (NC) correspondant à 1/100 de la MPC. Selon ce rapport, la NC est valeur cible à atteindre dans l’environnement pour s’assurer que les effets combinés avec d’autres substances sont négligeables et diffère donc par ses objectifs PNEC.. Aucun détail sur la construction de cette valeur n’est disponible dans le rapport. Il n’est pas clair par ailleurs que cette valeur couvre le sol ou le sédiment ou les 2.
Un second rapport du RIVM (2012), plus récent propose une valeur de 0,49 mg.kg-1, poids sec, déterminée par la méthode du partage à l’équilibre (EqP), en l’absence de données terrestres suffisantes. La valeur dans l’eau servant de base à l’application de l’EqP n’étant pas la même que celle de l’union européenne (EC, 2011), il est proposé de ne pas considérer plus avant cette valeur du RIVM et de recalculer une PNECsol à partir de la méthode de l’EqP appliquée sur la PNECeau présentée ci-dessus (Tableau 18 : PNEC disponibles pour le compartiment sol). Le LogPow de la substance étant de l’ordre de 6,6, un facteur supplémentaire de 10 est ajouté afin de prendre en compte les apports de la voie trophique.
Les paramètres retenus sont un Koc de 1 023 293 (EC, 2011), ce qui conduit à un coefficient de partition sol-eau de 30699.
PNEC pour le compartiment du sol
Valeurs réglementaires
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Bibliographie
Données technico-économiques
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
La substance d’intérêt fait partie de la famille des HAP (Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques), les données technico-économiques ci-dessous proviennent de la fiche technico-économique dédiée à cette famille de substances et non-exclusivement à cette même substance d’intérêt.
Tableaux de synthèse
Généralités
| CAS | 191-24-2 |
|---|---|
| SANDRE | 1118 |
| Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) | oui |
| Substance soumise à autorisation dans Reach | non |
| Substance soumise à restriction dans Reach | non |
| Substance extrêmement préoccupante (SVHC) | oui |
| Réglementations |
FTE 2005 Importer Les paragraphes ci-après présentent les principaux textes en vigueur à la date de la rédaction de cette rubrique. Cet inventaire n’est pas exhaustif. Émissions et concentrations de HAPDe nombreux textes réglementaires concernent les HAP :
[5] Il s'agit du benzo(b)fluoranthène, du benzo(k)fluoranthène, du benzo(ghi)pérylène et de l'indéno(1,2,3 cd)pyrène. [6] Les six substances sont les suivantes : benzo(3,4)fluoranthène, benzo(11,12)fluoranthène, benzo(1,12)pérylène, benzo(3,4)pérylène, fluoranthène et indéno(1,2,3 cd)pyrène (décret du 3 janvier 1989, annexe 1 1 et 1 3). Utilisation de créosoteEn outre d'autres directives réglementent l'usage de la créosote, vecteur important de HAP dans l'environnement (voir plus loin) :
Combustion domestique
Autres
[7] Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l’utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt-septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final, 13 février 2004. |
| Informations complémentaires |
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques, ou HAP, sont des composés organiques issus de la fusion de cycles benzéniques. Le plus simple des HAP est le naphtalène (deux cycles) et le plus complexe est le coronène (sept cycles). |
Production et utilisation
Production et ventes
Données économiques
Éléments sur certains secteurs économiques concernés
Créosote
La consommation de créosote en France a beaucoup baissé : de l'ordre de 30 000 à 40 000 t.an-1 en 1960, elle était descendue à environ 10 000 t.an-1 au milieu des années 1990 (essentiellement pour traiter les traverses de chemin de fer et certains poteaux de transport des lignes électriques aériennes) [Rayzal et al., 1998].
Depuis le 30 juin 2003, en application de la directive 2001/90/CE, l'utilisation en Europe de la créosote ou de bois est traité à la créosote est très fortement limitée. En Europe, les quantités de HAP impliqués dans la production de créosote sont de l'ordre de plusieurs dizaines de milliers de tonnes par an (40 000 tonnes en 1999 d'après EU RAR, 2000 ; 17 000 tonnes/an de phénanthrène et de naphtalène, soit environ 27 200 tonnes pour le total des HAP, d'après l'International Programme on Chemical Safety, 1998) [Royal Haskoning, 2003a].
En France, seule l'entreprise VFT France18 (filiale de Rütgers VFT) vend de la créosote. Une usine à Forbach19, qui en vendait également, semble avoir fermé. La Société Technique de Découpe ALPI S.A.S20 semble utiliser de la créosote (Source : Kompass UK).
On compte aujourd'hui au maximum une dizaine d'autoclaves d'imprégnation de bois à la créosote en France.
[18] Immeuble Le Nerval / Parc d’activité du bord des eaux / BP3 / 62251 Henin Beaumont Cedex / 03 21 08 19 80
[19] Route de Marienau / 57600 Forbach / 03 87 84 99 01
Production de coke en France
La production de coke a tendance à décliner en Europe. Le nombre de cokeries dans l'Europe des 15 est passé de 104 en 1981 à 42 en 2000 [Holland et al., 2001]. C'est dû essentiellement à une baisse de la demande d'acier et une restructuration dans la métallurgie : l'Europe produit moins de coke et en importe davantage, notamment en provenance de Chine. La hausse des importations de coke devrait se poursuivre pendant les prochaines années (Commission européenne, 2004).
En France, 4 552 tonnes de coke furent produites en 2002, contre 5 091 tonnes en 2001. 4 902 tonnes furent livrées à l'industrie sidérurgique en 2002 (Commission européenne, 2004).
Il existe, semble t il, actuellement cinq cokeries en France.
En France, les cokeries minières appartiennent à Charbonnages de France. Cette entreprise en possédait encore deux en 2002 : Drocourt, fermée en mars 2002 et Carling (en Alsace), qui doit fermer mi 2005. Le groupe a prévu d'avoir cessé toute opération fin 2007. En 2002 le groupe a produit 961 kt de coke (dont 927 à Carling), contre 1 341 kt en 2001.
Les autres cokeries françaises sont une cokerie indépendante et trois cokeries sidérurgiques.
Tableau 14. Cokeries en France
[18] Immeuble Le Nerval / Parc d'activité du bord des eaux / BP3 / 62251 Henin Beaumont Cedex / 03 21 08 19 80.
[19] Route de Marienau / 57600 Forbach / 03 87 84 99 01.
[20] 'GVio Parc du Mandinet' / 1 3, Rue des Campanules / 77185 LOGNES / Tél. : 01 64 27 60 84 / Fax : 01 64 67 79 59 ; 03 23 66 57 96.
[21] Arrêt des activités en 2005.
Industrie sidérurgique
Arcelor est le premier producteur mondial d'acier (44 Mt d'acier produit en 2003). La France est le 11ème pays producteur d'acier (19,8 Mt d'acier produit en 2003 et 1,8 Mt d'exportations nettes) et le 5ème producteur européen, derrière la Russie, l'Allemagne, l'Ukraine et l'Italie. La France emploie 37 000 personnes en 2003 dans l'industrie sidérurgique (contre 105 000 en 1980) (International iron & steel Institute, 2004).
Goudron
Actuellement, le seul fabricant de goudron de houille en France est HGD (Houille Goudron et Dérivés). Il s'agit d'une concentration des groupes Elf Atochem S.A. et Rütgers VfT S.A depuis juillet 1994. Les unités de production sont essentiellement localisées à Marienau (57). La production de goudron de houille de cette société n'est pas remise en question par la fermeture définitive des mines à l'échéance 2005. Elle est principalement destinée au marché des électrodes. Sur l'ensemble de la production annuelle 2001, seulement 30 000 tonnes ont été orientées vers le marché de la construction routière. Les goudrons et brais de houille participent alors à la fabrication d'enrobés spéciaux, protection anti kérosène, et à l'élaboration de fluxant. En 2000, la production de bitume en France atteignait environ 3 000 000 tonnes. [Brazillet, 2001].
Procédés de production
FTE 2005 Importer
La production de HAP est peu importante. Ils sont utilisés dans un nombre limité de produits, notamment des produits de teinture à des fins de recherche et d'analyse. Il est probable que les rejets de HAP liés à leur production et à leur utilisation directe soient marginaux par rapport à leurs rejets totaux [Holland et al., 2001].
En particulier le benzo(a)pyrène n'est produit qu'en très petite quantité, par distillation fractionnée de charbon bitumineux renfermant des hydrocarbures aromatiques polynucléaires (HSDB).
Quant à l'indéno(1,2,3 cd)pyrène, présent dans les charbons bitumineux, il est enrichi par distillation puis extrait par une technique séparative adaptée (dissolution, extraction liquide liquide) avant d'être purifié par chromatographie (INERIS 2003 2004).
Utilisations
Introduction (varitétés d'utilisations)
Les HAP font usage de biocides dans le goudron, la créosote et d'autres produits similaires utilisés pour protéger et préserver des matériaux (principalement le bois). Des composés HAP sont également inclus dans l'asphalte [OSPAR Commission, 2001a].
Utilisations volontaires
FTE 2005 Importer
Certains HAP sont utilisés comme intermédiaires : le naphtalène, l'acénaphthène, l'anthracène, le fluorène, le fluoranthène, le phénanthrène et le pyrène. Ils sont utilisés dans des polymères, des teintures, des pigments, des surfactants, des dispersants, des agents tannants, des solvants, des résines insecticides et des ramollissants de caoutchouc [IPCS, 1998 ; in Royal Haskoning, 2003a].
Plus particulièrement, le benzo(a)pyrène ne trouve actuellement aucune application dans l'industrie. Il entre dans la fabrication de produits étalons. Certains laboratoires d'analyse ou de toxicologie l'utilisent en très faible quantité [Palayer et al., 1997]. Excepté pour la recherche, il n'existe pas d'utilisation connue du benzo(b)fluoranthène ou de l'indéno(1,2,3 cd)pyrène. [INERIS 2003 2004]
[7] Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l'utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final, 13 février 2004.
Mélanges d'HAP dans des produits
Créosote
Parmi les grandes familles de produits de préservation du bois, existe un produit issus de la distillation de la houille, la créosote. Elle comporte à la fois des propriétés biocides et des caractéristiques hydrofuges. Les HAP qu'elles contient sont particulièrement efficaces contre la pourriture [Rayzal et al., 1998].
Elles sont le plus souvent issues de la distillation de goudron de houille (le goudron de houille étant lui même un sous produit du traitement à haute température du charbon pour produire du coke ou du gaz) et parfois de la distillation d'autres produits, comme le bois. La créosote est un mélange épais et huileux, sa couleur va de l'ambre au noir. Elle se compose d'un mélange de composés sélectionnés au moyen d'un intervalle de température de distillation. Le mélange est relativement complexe, riche notamment en hydrocarbures aromatiques polycycliques (naphtalène, fluorène, anthracène notamment). Ces substances sont plus ou moins actives et participent à la préservation du bois. La créosote est plutôt utilisée pour des bois soumis à des conditions difficiles. Il s'agit essentiellement de bois qui doivent supporter une humidité toujours supérieure à 20 % : bois horizontaux en extérieur (balcons, coursives...) et bois en contact avec le sol (poteaux téléphoniques, traverses de chemin de fer, clôtures, etc.) ou avec une source d'humidification prolongée ou permanente.8 On traite le bois à la créosote en répandant celle ci au pulvérisateur ou en plongeant le bois dans un bain de créosote ; le traitement peut aussi avoir lieu par une combinaison de procédés de mise sous vide et sous pression dans des réacteurs fermés.
[8] Page sur la préservation du bois du site Internet du Comité national pour le développement du bois (CNBD) : http://www.bois construction.org/.
L'utilisation de créosote est fortement limitée par la réglementation. Par dérogation, quelques grands organismes peuvent encore en utiliser pour la préservation du bois :
- La SNCF utilise des créosotes lourdes (distillation entre 200 et 450 ° C) pour les traverses de chemin de fer [Rayzal, 1995]. Ces traverses sont traitées à la créosote par un établissement spécialisé de la SNCF. Cependant leur usage décroît au profit des traverses en béton : en effet elles ne sont plus utilisées que pour l'entretien de lignes traditionnelles existantes. Pour les lignes TGV et les lignes neuves, des traverses en béton sont utilisées. Cela limite donc l'utilisation de créosote.
- EDF utilise de la créosote pour les poteaux des lignes électriques (plus précisément pour les pieds de poteaux, la partie en contact avec le sol, en épicéa). EDF utilise des poteaux en bois ou en béton. Ces derniers servent pour les tensions élevées et pour l'ancrage des lignes basse tension (c'est à dire environ un poteau sur cinq, pour bien fixer la ligne). Les autres poteaux sont en bois, traité soit à la créosote, soit aux sels métalliques (environ 2/3 créosote et 1/3 sels métalliques). EDF achète le bois déjà traité et ne les retraite pas une fois en place.
France Télécom utilise (ou a utilisé) des créosotes légères (distillation entre 170 et 400 ° C) pour les poteaux en bois utilisés comme support du réseau téléphonique [Rayzal, 1995].
D'après Rayzal (1998), les créosotes servent encore ponctuellement au traitement de certains équipements agricoles (piquets) ou d'ouvrages de génie civil (retenues de berge).
Traitement des bois créosotés en fin de vie
L'élimination des traverses en bois de la SNCF est effectuée par la société SIDENERGIE (département 46). Cette entreprise produit du charbon de bois domestique (agréé par le ministère de la Santé). Elle traite, en plus de déchets de scierie, 6 000 tonnes de bois par an (soit environ 100 000 traverses par an)10. Le traitement consiste en une valorisation matière par thermolyse. Les bois sont épurés de la créosote d'imprégnation et transformés en charbon végétal.11
Chaque année, quelques milliers de tonnes de poteaux EDF arrivent en fin de vie. Ils sont soit réemployés par des agriculteurs (pour être débités et servir de piquets de délimitation de parcelle par exemple), soit incinérés.
On estime à environ 300 000, le nombre de poteaux retirés annuellement du 'parc installé' de France Telecom. Afin de les protéger des agressions extérieures (intempéries, insectes), ces poteaux ont subi différents traitements chimiques qui sont, ou qui ont été pour l'essentiel, à base de sulfate de cuivre ou de CCA (Cuivre, Chrome, Arsenic) et de créosote. [Le Calvez, 1999]
[10] Source : ADEME (http://www.ademe.fr/midi pyrenees/a_1_13.html).
[11] http://www.recyclot.fr/etsivous.html.
Coke
Le coke est obtenu dans des fours à coke, par chauffage à l'abri de l'air d'un certain type de charbon. Les composés volatils contenus dans le charbon sont ainsi éliminés par évaporation. Il est essentiellement utilisé dans la sidérurgie.
Il remplit trois rôles principaux dans le haut fourneau : il favorise la circulation des gaz montants (rôle perméabilisant), fournit la chaleur nécessaire à la poursuite de la réaction, assure la réduction et la carburation du fer. La plupart des cokeries produisent spécifiquement pour des usines de production de fer et d'acier et sont souvent situées sur le même site.
Goudron de houille
Le goudron de houille est obtenu par pyrolyse de la houille à des températures allant de 400 °C à 1 200 °C dans les cokeries et les usines à gaz. Il est constitué de fortes teneurs (de 20 à 50 %) en HAP (notamment naphtalène, phénanthrène, fluoranthène, pyrène, acénaphtène et anthracène) [Brazillet, 2001]. Les propriétés physico chimiques des HAP recherchées telle leur plasticité à chaud sont corrélées avec leur capacité à devenir volatils et mobilisables.
Le goudron de houille a été abondamment utilisé, depuis la fin du XIXème siècle pour produire des enrobés bitumineux routiers. Son utilisation est actuellement en déclin, au profit de substituts d'origine pétrolière. La production de goudron de houille pour les applications en techniques routières est en constante régression et n'est plus que de quelques dizaines de milliers de tonnes par an.
Toutefois le goudron possède des propriétés de résistance aux solvants pétroliers (carburants et huiles). Il est donc encore utilisé dans les revêtements de sites particuliers (aéroports, parcs de stationnement d'engins agricoles ou de poids lourds, gares routières, aires de stations service, revêtements de sols industriels, en particulier des sites pétrochimiques, aires d'autoroute, etc.). [Brazillet, 2001]
D'après l'OMS IPCS (1998) on peut trouver dans l'asphalte des concentrations de benzo(b)fluoranthène élevées, pouvant atteindre 10 g/kg. (INERIS 2004)
Tableau 9. Teneurs moyennes des constituants principaux du goudron (HAP seulement, pourcentages massiques) (Source : Gosselin, 2000 ; cité dans Brazillet, 2001)
Rejets dans l’environnement
Sources naturelles
FTE 2005 Importer
Certains HAP sont présents naturellement dans quelques matériaux organiques, notamment des dérivés du pétrole.
Tableau 3. Exemples de concentrations en benzo(a)pyrène dans certains matériaux organiques (Source : GTZ, 1995)
Sources non-intentionelles
FTE 2005 Importer
Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). [Palayer et al., 1997] Leur synthèse lors de la formation des énergies fossiles explique leur présence dans le pétrole, le charbon et leurs produits dérivés.
Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.
On peut distinguer deux types de rejets atmosphériques de HAP :
- Les sources évaporatives (utilisation de produits contenant du goudron de houille, préservation du bois avec de la créosote et du carbolineum, utilisation du goudron pour les toits et les routes).
- Les sources thermiques (HAP dits pyrolytiques). Les rejets des sources thermiques proviennent de la combustion de combustibles solides (bois, tourbe et charbon), de carburants automobiles (diesel surtout) et de quelques procédés industriels [Holland et al., 2001].
Tableau 4. Émissions de benzo(a)pyrène liées à la combustion incomplète de matières fossiles (Source : GTZ, 1995)
Pendant les années 1990, les rejets des sources évaporatives ont diminué grâce à des restrictions sur l'usage et le contenu en HAP des matériaux [Holland et al., 2001].
Sources thermiques
Combustions domestiques
Les émissions de polluants atmosphériques des appareils de combustion dépendent des conditions de la combustion, de la qualité des installations et de la composition du combustible. Plusieurs types de HAP se forment au cours de la combustion. La quantité de HAP émise par unité d'énergie produite varie de plusieurs ordres de grandeur entre les petites et les grandes unités de combustion (dans les grandes, il est plus facile d'obtenir de bonnes conditions de combustion et de mettre en place des systèmes de contrôle des fumées) [OSPAR Commission, 2001c].
Lors de la combustion, tous les types de HAP sont formés. Le profil des HAP dépend peu du combustible et de la technique de combustion utilisés. Généralement le phénanthrène est le composé dominant et représente environ 40 % des émissions totales de HAP. Le benzo(a)pyrène représente moins de 5 % des émissions de HAP.
Les émissions de particules et de HAP sont généralement plus élevées de plusieurs ordres de grandeur lors de la phase de démarrage du feu que lors de la période de combustion stationnaire.
Les émissions suivantes de HAP ont été mesurées :
Tableau 5. Quelques facteurs d'émission de HAP (Source : OSPAR Commission, 2001c)
Les facteurs d'émission pour la combustion du charbon et du bois dans les petits poêles et les cheminées sont considérées généralement comme étant respectivement de l'ordre de 0,3 mg/kg (environ 0,2 mg/MJ) et 40 mg/kg (environ 3 mg/MJ) [OSPAR Commission, 2001c].
D'après Eurostat (1999), la consommation de bois pour la combustion domestique devrait s'élever en 2010 à 370 PJ [Holland et al., 2001]. D'après les scénarios énergétiques issus du modèle PRIMES, la combustion de biomasse dans le résidentiel et le secteur tertiaire s'élevait à 305 PJ en 1990 et à 315 PJ en 2000. La combustion de la biomasse en général et du bois en particulier est parfois promue comme moyen de réduire les émissions de gaz à effet de serre.
Transport automobile
Les carburants automobiles, particulièrement le diesel, contiennent des proportions significatives de HAP. Leur combustion est à l'origine de rejets de HAP. Les émissions de particules des véhicules diesel contiennent de fortes concentrations de HAP.
Le CITEPA estimait qu'en 1999 le transport était responsable de 5,5 % des émissions atmosphériques totales de HAP en France.
Tableau 8. Facteurs d'émission de HAP dues au transport routier (en g/km) (Source : CORINAIR, 2004)
Les facteurs d'émission varient grandement en fonction de la substance considérée et du type de véhicules. Les véhicules légers diesel IDI sont les plus gros émetteurs.
Sources non-thermiques
La créosote
La créosote peut contenir jusqu'à 85 % de HAP. Entre 20 et 40 % du poids total peut être attribué aux 16 HAP définis comme polluants prioritaires par l'EPA. Les niveaux de benzo(a)pyrène sont de l'ordre de quelques centaines de ppm [Royal Haskoning, 2003a].
Tableau 6. Proportion des créosotes en HAP (% en masse) [Source : Rayzal et al., 1998]
Les émissions de HAP sont surtout dues :
- aux fuites des récipients et des réacteurs dans lesquels sont contenus la créosote et traités les bois,
- à l'évaporation des composés volatils de HAP du bois traité,
- à l'égouttage du bois traité.
Lorsque le bois est stocké à l'horizontale, les HAP migrent à travers le bois ce qui aboutit aussi à des émissions. Les quantités rejetées dépendent du type de créosote, du bois et des méthodes de préservation utilisées [OSPAR, 2001b].
Des HAP sont émis également lorsque des bois traités sont incinérés.
D'après Holland et al. (2001), on estime à 46 kg les émissions atmosphériques de B[a]P dues au traitement du bois avec du carbolineum en 2010 en Europe.
Suite aux diverses applications du bois traité à la créosote, les HAP peuvent être émis par migration dans le bois, par évaporation et par lessivage dans le sol et dans les eaux de surface.
Dans le bois traité à la créosote, les composés de créosote ne sont pas liés aux fibres du bois mais elles migrent à l'intérieur de celui ci. Au soleil, le bois peut transpirer : la créosote apparaît à sa surface. Cela arrive lorsque le bois est saturé en créosote ou lorsque la créosote contient une forte proportion de composés volatils. [Braunschweiler, 1996]
Une étude britannique a montré que les HAP dominants dans la fraction volatile du bois traité à la créosote étaient le phénanthrène, le fluorène et le pyrène, qui sont parmi les HAP les moins toxiques. D'après cette même étude les émissions atmosphériques de HAP dues au bois traité à la créosote étaient estimées au Royaume Uni à environ 100 tonnes, c'est à dire dans le même ordre de grandeur que les émissions dues aux véhicules [Gevao et al., 1998].
Les fuites de créosote du bois vers le sol est un processus long. Une étude finlandaise estime que cela prend entre 5 et 10 ans. [Braunschweiler, 1996]
Les composés solubles dans l'eau de la créosote passent facilement dans les eaux. Des études ont montré que 70 à 80 % des HAP qui fuient dans les eaux et provenant de la créosote sont des naphtalènes et des composés à faible température d'ébullition, phénanthrène, acénaphtène [OSPAR, 2001b].
Les micro organismes sont susceptibles de dégrader biologiquement les HAP dans le sol. Les eaux de surface sont touchées par le lessivage des composés de la créosote solubles dans l'eau, tels que le phénanthrène, l'acénaphtène et le dibenzofurane. Du fait de leur faculté d'adsorption sur les particules, ils s'accumulent aisément dans les sédiments [OSPAR, 2001b].
Les goudrons de houille
Les goudrons de houille sont susceptibles de rejeter des HAP notamment lors de leur fin de vie, qu'ils soient éliminés ou valorisés.
Les eaux de ruissellement peuvent mobiliser les HAP par le lessivage des revêtements routiers. Elles peuvent également emporter les particules atmosphériques chargées d'HAP déposées au sol. Cependant les avis semblent divisés à ce sujet. Ainsi Hugener et al. (1999) contestent l'importance du relargage par lessivage des revêtements dont l'appréciation aurait été exagérée. En effet, le liant et les HAP eux mêmes sont faiblement solubles dans l'eau. En revanche, d'après Pépin (1998), des essais de percolation effectués sur des enrobés bitumineux concassés mettent en évidence un relargage significatif des HAP dans les premiers percolats.
L'impact sur l'environnement est tributaire des propriétés physico chimiques des HAP considérés, de l'abrasion des revêtements superficiels enduits de goudron et du lessivage des goudrons pris dans la masse des enrobés. Cet impact est non négligeable, mais peut être ralenti par la faible solubilité des liants hydrocarbonés et des HAP dans l'eau, mais également par la structure fermée à faible porosité des chaussées. [Brazillet et al., 2001]
Des émissions de HAP peuvent également avoir lieu lors des traitements en fin de vie des déchets routiers. Ainsi, lors du recyclage à chaud par exemple, de faibles teneurs en goudron peuvent déjà conduire à des émissions atmosphériques de HAP qui atteignent des valeurs supérieures à la limite d'exposition admissible [Brazillet, 2001]. Toute augmentation de 12 ° C de la température de traitement des enrobés provoque un doublement des émissions de substances nocives [Hugener, 1999].
Pneumatiques et caoutchouc
Les HAP peuvent être des constituants présents dans des huiles qui sont utilisées comme huiles de dilution dans la production de pneumatiques. L'huile de dilution est incorporée dans la matrice de caoutchouc et demeure incorporée dans le caoutchouc du pneu final. Par conséquent, cette huile de dilution peut être également présente dans les débris de pneumatiques.14
Des HAP peuvent être émis lors de la production des pneumatiques, lors de leur utilisation ou lors de leur élimination.
D'après le Comité scientifique sur la toxicité, l'écotoxicité et l'environnement (CSTEE), les HAP contenus dans les pneumatiques ne contribuent que très marginalement à la présence de HAP dans l'environnement : il estime que l'usure des pneus est responsable de moins de 2 % des émissions anthropogéniques totales de benzo(a)pyrène. L'usure des pneus contribue à environ 1 % des concentrations totales de HAP dans les sédiments (ils représentent environ 4 % des émissions automobiles de HAP, elles mêmes représentant environ 30 % de la concentration des sédiments en HAP). [CSTEE, 2003]
[14] Commission des communautés européennes (2004). Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l'utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final.
Boues de station d’épuration
D'après (Feix, 1995) cité par (Bernal, 2005), la teneur moyenne des boues de 40 stations d'épuration était en moyenne la suivante pour les principaux HAP :
Ces composés sont pour les 8 premiers d'entr eux, presque totalement abattus dans les eaux usées par les stations d'épuration, et sont en très grande partie transférés dans les boues (sauf naphtalène).
Émissions anthropiques totales
FTE 2005 Importer
Niveau national
25 installations françaises sont répertoriées dans la base de données française IREP comme émetteurs de HAP. Les installations les plus émettrices appartiennent aux secteurs du travail des métaux, de la raffinerie et de la chimie.
Tableau 10. Émissions de HAP des installations ICPE en France en 2004 (en kg) (Source : extrait de la base de données IREP)
Rhône-Alpes
Les effluents des 168 entreprises de Rhône Alpes ont été étudiés [DRIRE Rhône Alpes, 2001]. Dans ceux ci le flux de HAP s'élevait à 10 g.j-1 en 1993 et 55 g.j-1 en 1998 (13 établissements en rejetaient).
Tableau 11. Rejets industriels aqueux de HAP en Rhône-Alpes
Midi-Pyrénées
Lors d'une campagne de mesures effectuée en 1997 sur 90 établissements industriels de Midi Pyrénées, il a été mesuré un flux total de HAP de 87,29 g.j-1, sur 13 établissements. Le ratio PEC/PNEC est supérieur à 1 pour les établissements suivants : Aluminium Péchiney (09), Aluminium Péchiney (65). Le flux journalier est compris entre 100 g et 1 kg pour les établissements suivants : Grande Paroisse (31) et AP Lanemazan (65) [DRIRE Midi Pyrénées, 1998].
Poitou-Charentes
La DRIRE Poitou Charentes a publié en 1997 un inventaire des rejets de micropolluants dans 27 établissements industriels de la région. Sur les 30 points de rejet examinés, un seul point est concerné par des rejets de HAP : il s'agit de Leroy Somer à Angoulême, fabricant d'entraînements électromécaniques et électroniques pour l'industrie et fabricant/concepteur d'alternateurs (concentration : 6 cg.l-1) [DRIRE Poitou Charentes, 1998].
Émissions atmosphériques
FTE 2005 Importer
Les émissions de HAP proviennent d'une grande diversité de sources.
Les rejets dans l'environnement sont principalement atmosphériques. Les HAP sont généralement associés à des particules mais peuvent également être présents dans la phase gazeuse. (INERIS 2003)
Bien que les sources présentant la plus grande importance varient selon les pays, les principales sources sont les suivantes :
- produits de préservation du bois (bois traité à la créosote) ;
- combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans le secteur résidentiel (en particulier combustion domestique de bois) ;
- combustion incomplète de combustibles fossiles par les véhicules automobiles (surtout les véhicules diesel) ; les moteurs (particulièrement les moteurs diesels) rejettent des HAP généralement fixées sur les particules carbonées (fumées noires) ; cette pollution est accentuée par un mauvais entretien des véhicules et par l'absence de dispositif antipollution ;
- combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans les autres installations fixes (en particulier les installations petites ou anciennes); incinérateurs d'ordures ménagères ;
- quelques procédés industriels : production de goudron et d'asphalte, production de coke, craquage catalytique du pétrole.
On peut citer d'autres sources comme les matériaux de dragage, les rejets des installations offshore, la navigation et les déversements d'hydrocarbures (surtout pétrole brut) [OSPAR Commission, 2001a].
Bien que principalement anthropiques, les sources d'émission de HAP peuvent aussi être le fait de combustions naturelles (feux de forêt, activités volcaniques) [Palayer et al., 1997].
Tableau 12. Rejets atmosphériques de HAP en France (en tonnes) (Source : CITEPA / CORALIE / format SECTEN [Fontelle et al., 2005])
En France, d'après le CITEPA, les rejets atmosphériques de HAP sont causés essentiellement par le secteur résidentiel et tertiaire (92 % des émissions nationales en 1999) et, dans une moindre mesure, par le transport routier, l'agriculture et l'industrie manufacturière. Les émissions du secteur résidentiel/tertiaire sont essentiellement dues à la combustion de bois et de charbon.
[15] Selon les définitions de la CEE NU : les émissions répertoriées hors total ne sont pas incluses, à savoir les émissions maritimes internationales et le trafic aérien au dessus de 1 000 mètres.
Émissions vers les eaux
FTE 2005 Importer
Bilan des rejets dans les eaux
Les sources principales de présence de HAP dans l'eau semblent être les suivantes :
- les eaux de ruissellement en milieu urbain (par temps de pluie, il s'agit d'une cause majeure de pollution des eaux de surface ; il s'agit notamment du ruissellement sur les voiries, contaminées par la circulation automobile) ;
- les effluents urbains par temps sec ;
- les huiles usagées (pollution diffuse, due à des rejets et des fuites + rejet liquide dans la nature d'environ 40 % des huiles de vidange, soit 50 000 t.an-1) ;
- les dépôts atmosphériques (en 2003 EMEP estimait que la déposition de benzo(a)pyrène en France s'est élevée à 8 450 kg en 2001, dont 6 500 kg (77 %) en provenance de France) ;
- les marées noires et dégazages.
D'autres sources sont les suivantes :
- les effluents industriels (pratiques à risques : utilisation de produits de pyrolyse comme le goudron de houille, la créosote, le brai et noir de fumée, l'huile anthracénique ; le lavage des gaz de combustion ; le refroidissement des charbons lors de la production de coke) ;
- les canalisations d'eau potable antérieures à 1949 ;
- les activités pétrolières (hors marées noires), telles que l'extraction, les pertes naturelles des gisements de pétrole et le raffinage [Palayer et al., 1997].
Un bilan de campagnes de mesures nationales dans des rejets industriels a mis en évidence que les rejets dans l'eau de HAP seraient plus le fait des secteurs de la chimie (hors pharmacie et phytosanitaires) et dans une moindre mesure des textiles. (MEDD, 2005)
Rejets aqueux diffus
Thornthon et al. (2001) ont mesuré des concentrations en HAP, liées à la circulation automobile, dans des eaux de ruissellement urbaines, de l'ordre de 2 à 3 mg.l-1. Ils ont également cherché à estimer les teneurs en HAP dans les eaux d'assainissement urbaines. Ils donnent pour la France des teneurs de l'ordre de 0,05 à 0,44 cg.l-1 pour les influents et de 0,02 à 0,09 cg.l-1 pour les effluents.
Blanchard et al. (2001) ont étudié les concentrations en HAP dans plusieurs stations d'épuration des eaux de la région parisienne (notamment celle d'Achères) en 1998 et 1999. La présence de HAP semble être majoritairement due aux ruissellements d'eaux urbaines (eux mêmes chargés en HAP suite aux dépôts polluants des véhicules sur la chaussée) plutôt qu'aux dépôts atmosphériques.
Rejets dans l'environnement
FTE 2005 Importer
Remarque sur la mesure des HAP
La mesure des rejets de HAP ou des concentrations de HAP dans l’environnement est relativement difficile. En outre coexistent différents protocoles de mesure qui prennent en compte des groupes différents de HAP. Ces difficultés expliquent en partie la présence dans cette fiche de chiffres parfois contradictoires (le calcul des émissions de HAP par EPER et par le CITEPA par exemple).
Dans l’eau, les HAP sont généralement présents à l’état de ‘traces’, c’est-à-dire à des niveaux de concentration allant du nanogramme par litre à quelques dizaines de microgrammes par litre et leur concentration varie fortement dans le temps et dans l’espace.
La mise en évidence d’une contamination de l’environnement par les HAP nécessite donc souvent la mise en œuvre de techniques analytiques performantes. Actuellement les normes AFNOR en vigueur4 prévoient le dosage de six HAP par chromatographie liquide à haute performance et fluométrie. Parmi ces six HAP figurent le benzo(a)pyrène (le plus étudié pour sa toxicité) et le fluoranthène (le plus répandu dans l’environnement [Palayer et al., 1997]
Émissions de HAP par secteurs d'activité
Production de coke
D'après la Commission européenne (1996), une usine de production de coke rejette dans ses eaux usées environ 30 mg.l-1 de HAP, soit environ 0,3 kg/tonne de coke. Le traitement des eaux permet de faire baisser cette concentration à 0,003 – 0,2 mg.l-1. Le facteur d'émission global dans les eaux est de l'ordre de 0,001 kg de HAP par tonne de coke [Commission européenne, 1996 ; in Royal Haskoning, 2003a].
L'OMS IPCS (1998) indique une teneur en B[b]F de 3,8 mg/kg dans des boues résiduelles provenant de la cokéfaction du charbon. (INERIS 2004)
Sidérurgie et métallurgie
Des HAP sont émis lors de la production de coke mais également lors de son utilisation dans l'industrie sidérurgique.
En pratique industrielle courante, un haut fourneau consomme, par tonne de fonte, 1 700 kg de minerai aggloméré, 300 kg de coke, 150 kg de charbon et 40 m3 d'oxygène.12 La production mondiale d'acier est passée de 507 Mt en 1975 à 802 Mt en 2002.
Les émissions atmosphériques de HAP dans la sidérurgie peuvent aller de moins de 0,1 mg/t d'acier liquide pour la sidérurgie à l'oxygène à près de 1 000 mg/t d'acier liquide pour les installations d'agglomération.
Tableau 7. Émissions atmosphériques de HAP lors de la production de fer et d'acier (Source : BREF production sidérurgique, 2001)
La fusion de câbles de cuivre émet également des HAP. En effet la faible température de fusion (250 à 700 °C) rend la combustion incomplète, ce qui provoque l'émissions de HAP [United Nations Environment Programme, 2004].
Une autre source peut être importante dans certains et l'a sans doute été en France, la technique Söderberg dans l'industrie de l'aluminium de première fusion et les revêtements de coques des navires (au moins dans certaines régions). Cependant, d'après la fédération des métaux non ferreux, cette technique n'est plus utilisée en France depuis plusieurs années.
Raffinage de pétrole
L'OMS IPCS (1998) indique pour des raffineries de pétrole, une concentration de 1,3 g.m-3 de B[b]F dans les émissions gazeuses et une concentration pouvant atteindre 0,2 g.l-1 dans les eaux rejetées (après traitement). (INERIS 2004).
D'après le document BREF sur les raffineries, la concentration en HAP dans les effluents de leurs stations d'épuration en Europe est comprise entre 0.005 et 0.05 mg.l-1, en moyenne annuelle.(European Commission, 2003)
Les émissions de benzo(a)pyrène sont surtout des émissions fugitives lors des opérations de chargement et d'enfournement. Les gaz de sortie de production contiennent également des HAP mais sont soumis à des traitements secondaires. Des émissions fugitives peuvent également se produire lors de la production au travers des joints des portes des fours. Elles sont difficiles à éviter complètement à cause des conditions d'opération (expansion et contraction fortes, pressions élevées à l'intérieur des fours) [Holland et al., 2001].
Le Royal Haskoning (2003a) estimait qu'en France, il y a avait sept usines de production de coke, avec une capacité de production de 7 500 kt.an-1 et qu'elles émettaient 7,5 t.an-1 de HAP dans l'eau. Cette estimation des émissions est sans doute à revoir à la baisse puisque le nombre de cokerie et la production ont significativement baissé. D'après Holland et al. (2001), en France en 2010, huit usines produiront du coke. Leur production s'élèvera à 5 500 tonnes par an et elles émettront, en admettant qu'elles aient mis en place les MTD, 15 kg de benzo(a)pyrène par an.
[12] Yahoo ! Encyclopédie : http://fr.encyclopedia.yahoo.com/articles/do/do_4383_p0.html.
[13] Les valeurs supérieures proviennent des installations les plus anciennes.
Rejets par substance
La présence de benzo(b)fluoranthène dans l'environnement est uniquement anthropique, elle résulte de la combustion incomplète d'hydrocarbures ou de charbon. Le raffinage du pétrole, la cokéfaction du charbon et le trafic automobile constituent également des sources d'exposition importantes.
L'indéno(1,2,3 cd)pyrène est présent naturellement dans les combustibles fossiles, les huiles brutes, les huiles de schiste, dans les feuilles de diverses espèces d'arbres (concentrations comprises entre 26 et 234 g/kg) [HSDB, 2000], dans les feuilles de tabac (18 à 38 g/kg) [HSDB, 2000], dans le terreau et le fumier de cheval (respectivement à des concentrations de l'ordre de 5 g/kg et 50 g/kg) [Verschueren, 1996]. Il a d'autre part été détecté dans les algues. (INERIS 2004)
À titre indicatif, Verschueren (1996) cite les teneurs suivantes pour l'indéno(1,2,3 cd)pyrène :
- essence (suivant l'indice d'octane) : 40 g/kg à 2,9 mg/kg ;
- huile moteur (suivant durée d'utilisation) : 0,03 mg/kg à 83 mg/kg ;
- goudron de houille : 8 g/kg ;
- gaz d'échappement de moteurs à essence : 11 à 87 g.m-3 ;
- fumées d'incinérateurs d'ordures ménagères : 1,8 pg.m-3 après tour de lavage et précipitateur électrostatique, 10 g/kg dans les résidus ;
- condensats d'échappement des moteurs à essence : 268 Kg/g, 32 à 86 g.l-1itre d'essence consommé ;
- fumée de cigarette : 4 ng/cigarette. (INERIS 2004)
Evolution des rejets
Les émissions industrielles et commerciales de HAP devraient avoir beaucoup baissé en 2010. Des changements dans les produits demandés, notamment en ce qui concerne la préservation du bois, les toitures, le pavement des routes devraient réduire les émissions de HAP de ces activités à des niveaux insignifiants. La seule exception est le secteur des cokeries. Même en mettant en place les MTD, les émissions devraient rester significatives. D'après Holland (2001), il semble irréaliste d'envisager des réductions des émissions significatives au delà des MTD, à moins de fermer des usines [Holland et al., 2001].
Synthèse des rejets
Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, dérivés du pétrole, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.
Les rejets atmosphériques en France sont essentiellement dus à la combustion de bois et de charbon dans les secteurs résidentiel et tertiaire. D'autres rejets importants sont dus au transport automobile (surtout diesel) et à l'industrie (raffineries, dépôts d'hydrocarbures, cokerie et métallurgie, traitement des déchets, industrie du caoutchouc, chimie, etc.).
La présence dans les eaux est en grande partie provoquée par les mêmes sources, par le biais du ruissellement d'eaux en provenance de zones urbaines ou industrielles ou par celui de dépôts atmosphériques. D'autres sources de présence dans les eaux sont les rejets industriels directement dans les eaux, les huiles usagées, l'industrie du pétrole et ses à côtés (fonctionnement normal de l'industrie mais également marée noire et dégazages) et le traitement du bois à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (créosote).
Ces sources nombreuses et variées sont à l'origine d'une présence assez importante de HAP dans l'environnement, à la fois dans les eaux (surtout dans les sédiments et les matières en suspension) et dans les sols.
Pollutions historiques et accidentelles
La base de données BASOL du Ministère chargé de l'Environnement recense 1 460 sites pollués qui sont actuellement en cours d'évaluation ou de travaux de réhabilitation (c'est à dire des sites dont la pollution est avérée et a entraîné l'engagement d'actions de la part des responsables). Sur ces sites, 185, soit 13 %, sont pollués notamment à cause de la présence de HAP dans les eaux superficielles et/ou souterraines. À ces sites s'en ajoutent 19 qui sont toujours en activité et qui doivent faire l'objet d'un diagnostic.
Tableau 13. Sites pollués, eaux superficielles et/ou souterraines polluées par les HAP (Source : BASOL16)
Les pollutions sont majoritairement causées par des activités liées aux hydrocarbures, traitement ou dépôts (presque 40 %), et aux métaux (20 %).
[16] Consultation de la base de données le 11 juin 2004.
Présence environnementale
Atmosphère
FTE 2005 Importer
De 2001 à 2003, un programme pilote national de surveillance des HAP a été réalisé en France. Les principales conclusions en ont été les suivantes : (INERIS, 2004) :
[16] Consultation de la base de données le 11 juin 2004.
- La valeur cible préconisée par la directive fille pour le B(a)P (1 ng.m-3) n'est dépassée que très légèrement et sur un nombre très limité de sites.
- L'étude des concentrations obtenues pour les HAP totaux montre des valeurs de l'ordre de 80 ng.m-3 l'hiver et de 25 ng.m-3 durant l'été.
- Les résultats semblent montrer, que pour les sites choisis dans ce programme pilote, et pour toutes les saisons confondues, les plus fortes concentrations des HAP totaux sont observées pour les sites trafic suivies des sites urbains, et que les plus faibles concentrations sont obtenues pour les sites industriels.
Aquatique
FTE 2005 Importer
La présence de HAP dans les eaux de surface provient notamment du dépôt de particules en suspension dans l'atmosphère, des rejets de lixiviation des aires de stockage de charbon, des effluents des usines de traitement du bois et autres industries, de l'utilisation de composts et de fertilisants. (INERIS 2003)
Dans l'eau, les HAP sont généralement présents à l'état de 'traces', c'est à dire à des niveaux de concentration allant du ng.l 1 à quelques dizaines de cg.l 1 [Palayer et al., 1997].
Le caractère lipophile des HAP se traduit par une tendance à se fixer sur les fractions organiques des matières en suspension (MES) et sédiments. Cela explique que la présence des HAP est très marquée sur les MES alors qu'elle n'est pas visible dans la phase aqueuse. [Remillon, 2003]
Bassin Adour-Garonne
L'agence de l'eau Adour Garonne a publié en 1997 un rapport de synthèse des campagnes de mesure effectuées entre 1992 et 1996 [Agence de l'eau Adour Garonne, 1997]. Plusieurs stations sont contaminées, tant pour les sédiments que pour les matières en suspension (sur la Charente, sur la Dordogne, sur le Lot et sur la Garonne à l'aval de sa confluence avec le Lot). Sur ces stations, la contamination est durable avec un risque probable d'effets écotoxiques (valeurs supérieures à 9 cg/kg de poids sec dans les sédiments).
La station la plus contaminée, pour les sédiments comme pour les MES est sur le Lot : on y a mesuré dans les sédiments des valeurs supérieures à 1 000 cg/kg de poids sec en 1996 pour cinq HAP sur six recherchés, dont le benzo(a)pyrène. L'origine des HAP sur le Lot pourrait être liée à des apports anciens dus à l'activité passée de la fonderie de Fumel (eau de lavage des gaz de fumée). Les HAP peuvent avoir été stockés dans les sédiments du Lot et constituer une pollution rémanente malgré l'arrêt de l'activité industrielle.
Les fortes teneurs mesurées sur la Charente à l'aval d'Angoulême pourraient être liées aux activités industrielles très présentes dans cette agglomération.
Loire-Bretagne
Dans le bassin Loire Bretagne, les concentrations en micropolluants organiques autres que les pesticides sont souvent associées aux agglomérations et à des sources de contamination multiples comme certaines industries ou des activités de combustion et d'incinération : c'est le cas du benzo(a)pyrène dans l'Indre, le Loir et la Mayenne [RNDE, 1999].
Rhin-Meuse
Dans le bassin Rhin Meuse, les fortes contaminations en micropolluants organiques sont liées pour l'essentiel aux HAP et aux PCB. Ces substances sont détectées de manière quasi systématique dans les matières en suspension, confirmant le caractère ubiquitaire de ces polluants. Les fortes contaminations en HAP observées correspondent aux principaux apports connus, ponctuels (certaines activités industrielles) ou semi diffus (zones urbanisées) [RNDE, 1999].
Dans le bassin Rhin Meuse, pour la concentration en fluoranthène dans les matières en suspension, des dépassements significatifs du seuil retenu ont été mesurés, en particulier dans le bassin houiller [Remillon, 2003].
Pour les HAP en général, dans la phase aqueuse les valeurs sont généralement inférieures au seuil de détection. En revanche une forte présence des HAP a été constatée dans les matières en suspension [Remillon, 2003].
D'après Rémillon (2003), la famille des HAP est fortement produite dans le bassin, ce qui a plusieurs raisons :
- la présence d'industries chimique, pétrochimique et sidérurgique est à l'origine d'émissions significatives ;
- la forte pression du trafic automobile provoque des émissions atmosphériques qui se déposent ensuite sur les sols et les surfaces en eau. [Remillon, 2003]
Rhône-Méditerranée-Corse
D'après l'agence de l'eau Rhône Méditerranée Corse, les HAP sont la principale source de déclassement des cours d'eau sur le bassin.
Seine-Normandie
Les HAP sont omniprésents sur l'ensemble du bassin Seine Normandie notamment aux environs des grandes agglomérations urbaines, par exemple la région parisienne, l'Eure à l'aval de Chartres, le Loing à Montargis, la Vesle à l'aval de Reims ou encore les secteurs de Saint Lô et Caen [RNDE, 1999]. Les analyses effectuées, entre 1991 et 1995, sur des sédiments du bassin ont permis d'observer des fréquences de détection variant pour les six HAP de la norme AFNOR de 33 % à 87 % [Palayer et al., 1997].
Des mesures, effectuées en 1996 sur les boues de 15 stations d'épuration du bassin Seine Normandie (AESN, lab. Rouen 1996), ont permis de détecter (dans 100 % des cas) la présence des six HAP de la norme AFNOR. [Palayer et al., 1997]
La contamination de l'estuaire et de la baie de Seine par les HAP a été mise en évidence dans les compartiments dissous et particulaire, à des niveaux de concentrations élevés qui dépassent les critères d'évaluation écotoxicologiques fixés par OSPAR, et qui placent l'estuaire de la Seine parmi les sites les plus contaminés en Europe. Les zones urbaines, industrielles et portuaires de l'estuaire de l'estuaire amont sont à l'origine d'apports internes au système estuarien. Les empreintes caractéristiques des résidus de diesel, et celles classiques de processus de combustion à hautes températures ont été clairement identifiées [Tronczynski J. et al., 1999]
Terrestre
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Synthèse
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La multiplicité des sources fait que les HAP sont présents dans l'air, dans l'eau et dans les sols.
Perspectives de réduction
Réduction des rejets
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L'objectif de rejets anthropiques17 nuls semble extrêmement difficile à atteindre, au moins à court terme, notamment à cause de l'omniprésence et de l'importance des rejets. Les rejets atmosphériques liés au transport automobile ou au chauffage urbain semblent ainsi particulièrement difficiles à réduire significativement.
Une étude menée dans la région du Rhin en France a toutefois montré que le contrôle des polluants organiques des sources ponctuelles a été efficace pour réduire les niveaux de concentration : entre 1985 et 1996, la pollution en HAP et en polychlorobiphényles (PCB) a diminué de plus de 90 % [Thornthon et al., 2001].
[17] L'objectif de rejets totaux nuls semble impossible, à cause de rejets naturels : feux de forêts et de végétation, diagenèse de la matière organique dans les sédiments.
Réduction des émissions liées à l'utilisation de créosote
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L'OSPAR (2001b) propose un certain nombre de mesures pour empêcher les émissions de HAP du bois traité à la créosote:
- restrictions imposées à l'utilisation du bois traité à la créosote, remplacement du bois traité à la créosote par d'autres matériaux, etc. ;
- interdiction du bois traité à la créosote dans les constructions en contact avec des eaux de surface et avec des eaux phréatiques ;
- utilisation de mélanges modifiés à la créosote ;
- contrôle de la qualité (par exemple, tests de lessivage) des matériaux traités à la créosote ;
- manutention des matériaux traités à la créosote et des déchets correspondants dans les conditions voulues (stockage dans des lieux secs, etc).
Remplacer le bois traditionnellement traité à la créosote par du bois traité avec des mélanges modérés contribuera à réduire les émissions de HAP mais le remplacement par du bois traité avec un mélange protecteur au Cu Cr As n'est peut être pas nécessairement bénéfique du point de vue de l'environnement.
L'enregistrement des volumes annuels de créosote achetés aux fins de la préservation du bois, ou l'enregistrement des volumes annuels des ventes de bois traité à la créosote pourrait peut être être utile à la surveillance de l'efficacité des mesures de réduction des émissions de HAP. [OSPAR, 2001b]
Pour les déchets de bois traités à la créosote, le moyen le plus efficace de s'en débarrasser est sans doute la pyrolyse.
Un traitement associant une molécule de substitution d'origine végétale (anhydride succinique d'alkénoate de méthyle) et un traitement en autoclave est efficace pour des bois n'étant pas en contact avec le sol. Par contre, des recherches (projet en cours cofinancé par l'UE) sur le procédé sont encore nécessaires pour qu'il soit éventuellement efficace sur les bois en contact avec le sol (poteaux, traverses,…) (www.surfasam.com)
Goudron
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Il existe des substituts au goudron pour fabriquer des enrobés bitumineux routiers. En Suisse ou aux Pays Bas notamment, l'usage du goudron n'a plus cours [Brazillet, 2001].
Pollution automobile
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La lutte contre les émissions de HAP par les véhicules automobiles est très liée à la réduction des émissions de polluants atmosphériques de ce secteur plus généralement (NOx, COV, SO2, CO, PM). Les mesures envisageables sont donc les mêmes que pour d'autres politiques visant les émissions du transport routier. Il peut s'agir de réduction des émissions unitaires des véhicules (carburants alternatifs, promotion des véhicules répondant à des normes Euro plus sévères, amélioration de l'efficacité énergétique, réduction du poids des véhicules) ou de mesures de réduction du nombre de véhicules.kilomètres (incitation au transfert modal, taxation de l'usage de la route, etc.). Ces mesures sont déjà étudiées dans d'autres cadres : mise en place de la directive Plafonds nationaux d'émission, Plans de déplacements urbains (PDU), Plans régionaux de la qualité de l'air (PRQA), Plan national santé environnement (PNSE), etc.
Chauffage domestique
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Pour réduire les émissions de HAP provenant de la combustion domestique, il est possible de modifier quatre éléments [voir notamment OSPAR, 2001c] :
- Les appareils de combustion.
- La taille (rendement nominal) des appareils de combustion doit impérativement correspondre à l'essentiel des besoins de production d'énergie, quoique les petits appareils de chauffage ménagers brûlant du combustible minéral conservent leur efficacité sur un large éventail de rendements.
- Remplacement des vieux appareils de combustion par des appareils neufs à la combustion plus efficace.
- Installation de réservoirs accumulateurs aux vieilles chaudières de manière à augmenter le rendement de la combustion.
- Remplacement des appareils brûlant du bois ou du charbon par des appareils fonctionnant au mazout ou au gaz ou par d'autres dispositifs de production d'énergie, tels que des capteurs solaires.
- Le combustible.
- Utilisation de combustible propre et sec (pas de brûlage de bois traité ou d'ordures ménagères). Du bois humide ou contenant des moisissures requiert plus d'énergie : la combustion perd environ 1 % en efficacité (à cause de l'énergie perdue à cause de l'évaporation) pour chaque 10 % de moisissure contenue dans le bois (Holland et al., 2001).
- Utilisation d'un combustible d'une qualité et d'une taille homogène.
- Changement de combustible, passage au fioul, au gaz, etc.
- Le fonctionnement et l'entretien de la combustion des appareils.
- Allumage rapide de l'appareil.
- Chargement fréquent en combustible pour maintenir le rendement à son maximum.
- Éviter de charger insuffisamment et de trop charger.
- Aspiration de l'air réglé pour obtenir des conditions optimales à la combustion.
- Nettoyage régulier de la cendre pour améliorer le flux d'air.
- Éteindre le feu au lieu de le laisser mourir.
- Ramonage régulier des cheminées et entretien/nettoyage régulier de l'appareil.
- Dépôt en lieu sûr de la suie et de la cendre volante.
- Meilleure isolation thermique des locaux à chauffer.
Il est possible de réduire de 45 % les émissions de HAP en utilisant un poêle optimisé par rapport à un poêle ordinaire. Cette optimisation peut jouer sur l'isolation thermique pour permettre au poêle d'atteindre rapidement sa température optimale de fonctionnement, sur les quantités d'air en jeu, etc. [Holland et al., 2001]
Des techniques plus avancées permettent de réduire encore davantage les émissions de HAP : certaines installations de combustion de bois gèrent automatiquement l'arrivée de combustibles, sous la forme de granules de bois. Ces technologies risquent toutefois de pénétrer le marché lentement, si elles le pénètrent [Holland et al., 2001].
Administrativement les mesures envisageables sont les suivantes :
- Information et sensibilisation des populations (bonnes pratiques).
- Incitations fiscales ou autres à la mise en place d'installations plus performantes (subventions aux appareils de chauffage certifiés, accord négocié avec les fabricants ou les importateurs, etc.).
- Interdiction de la combustion domestique, tout particulièrement dans les zones fortement polluées et peuplées (par exemple création de zones de contrôle des fumées, dans lesquelles seuls des combustibles et des appareils n'émettant pas de fumée, conformes à certaines normes, peuvent être utilisés).
Le monoxyde de carbone (CO) est un indicateur de l'efficacité de la combustion et est aussi un paramètre des processus de combustion. Les réglementations nationales du Danemark, de l'Allemagne, de la Norvège et de la Suède comportent des dispositions différentes, interdisant le brûlage de certains matériaux ou indiquant des plafonds d'émission de CO, de particules ou de carbone organique à l'état gazeux en fonction de diverses unités, par exemple de combustible consommé ou de gaz émis.
La pénétration des nouveaux poêles en 2010 devraient atteindre 20 et 60 % dans l'Europe des 21 [Holland et al., 2001].
Limitation des rejets industriels
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Techniques de traitement dans les effluents aqueux industriels (et urbains)
Un traitement épuratoire des rejets aqueux met généralement en jeu trois processus majeurs d'élimination des polluants organiques, dont les HAP (Marchand, 1989) :
- l'élimination par adsorption sur les matières en suspension (MES) au stade de la décantation primaire et sur les boues activées ;
- l'élimination par entraînement gazeux durant l'aération prolongée du traitement biologique secondaire ;
- l'élimination par dégradation bactérienne durant le traitement biologique secondaire.
Compte tenu du fait qu'en milieu aqueux les HAP présentent une très forte affinité pour les MES, il est possible de calquer leur taux d'abattement sur celui des MES.
Pour les MES, la simple décantation primaire permet un taux d'abattement moyen d'environ 50 %. Les rendements d'épuration les plus importants (98 %) sont observés dans les stations pratiquant un traitement biologique secondaire.
D'après le Royal Haskoning (2003b), les meilleures techniques disponibles pour éliminer les HAP des eaux usées sont les suivantes :
- séparation de l'huile et de l'eau avec un cyclone, de la micro filtration ou un séparateur API (American Petroleum Institute), lorsque l'on peut s'attendre à de grandes quantités de pétrole libre ou d'hydrocarbures ; sinon on peut utiliser comme alternative l'intercepteur à plaques parallèles et l'intercepteur à plaque ondulée ;
- micro filtration, media filtration granulaire ou flottaison des gaz ;
- traitement biologique.
Pour le traitement de l'eau destinée à la consommation humaine, les techniques de clarification sont efficaces mais pas toujours suffisantes. Les HAP résiduels sont alors éliminés par les procédés suivants :
- l'ozonation (conditions habituelles d'utilisation : de 1 à 4 mg.l-1 pour un temps de contact allant de 4 à 10 mn) :
- l'adsorption sur charbon actif en poudre (CAP) ou en grain (CAG) ;
- les procédés d'oxydation avancée. [Agence de l'eau Loire Bretagne, 1996 ; in Palayer et al., 1997]
Production de coke
Le BREF concernant la production sidérurgique (2001) décrit les MTD pour éliminer les HAP des eaux usées.
Un traitement biologique des eaux résiduaires avec nitrification/dénitrification intégrées permet notamment d'obtenir des rejets de HAP (6 Borneff) inférieurs à 0,05 mg.l-1 (concentration basée sur un débit spécifique d'eaux résiduaires de 0,4 m3/t de coke).
Lorsque les eaux rejetées contiennent du goudron, cela peut poser des problèmes au niveau du traitement biologique des eaux usées. En particulier la présence de HAP dans le goudron peut poser problème dans la mesure où les HAP peuvent avoir un effet toxique sur les micro organismes dans la boue activée et sont relativement difficiles à dégrader. Il est donc conseillé de retirer le goudron des eaux usées avant le traitement biologique de l'eau. Il peut être retiré grâce à l'ajout de produits chimiques coagulants puis par la séparation des précipités au moyen d'une des techniques suivantes :
- sédimentation gravitationnelle suivie d'une filtration ;
- centrifugation des eaux de charbon suivie par une filtration ;
- flottaison suivie par une filtration.
Un tel traitement permet de retirer l'essentiel du goudron des eaux usées. [BREF sidérurgie, 2001]
Un autre moyen de retirer le goudron est d'utiliser un filtre tambour rotatif sous vide recouvert de poudre de bois. Ce système permet de diminuer la concentration en HAP avant le traitement biologique. Cependant le filtre à poudre de bois a été remplacé en 1998 par une filtration dans le sable qui atteint le même taux d'élimination des HAP. [BREF sidérurgie, 2001]
D'après Holland (2001), même en appliquant les MTD, les cokeries continueraient à émettre des quantités significatives de benzo(a)pyrène. On ne connaît malheureusement pas de techniques plus performantes que les MTD pour limiter les émissions de HAP des cokeries.
Les autres solutions théoriquement envisageables sont :
- de délocaliser la production de coke (dans des zones faiblement peuplées) [c'est surtout valable pour éviter trop de rejets atmosphériques près des habitations, éviter des points chauds ; pour les rejets dans l'eau c'est sans doute moins pertinent] ;
- d'interdire la production de coke et d'en importer [Holland et al., 2001], ce qui n'est pas une solution réellement acceptable d'un point de vue économique.
- Bref, il ne semble actuellement pas exister de solution simple au problème de la pollution en HAP par les cokeries.
Éléments de coûts pour certains moyens de réduction des émissions
Combustion domestique
D'après l'expérience du TNO MEP, le coût supplémentaire dû à l'optimisation d'un poêle est de l'ordre de 10 à 15 %. En considérant un coût de production moyen de 500 €, cela représente un coût supplémentaire de 70 € par poêle. Cela n'entraîne a priori pas d'augmentation des coûts de maintenance ou des consommations d'énergie [Holland et al., 2001].
Remplacer les cheminées ouvertes par des poêles coûte environ 500 € par poêle [Holland et al., 2001].
Pollution automobile
Les émissions unitaires de polluants atmosphériques du transport routier ont été beaucoup réduites depuis plusieurs décennies. Les réduire davantage, notamment celles de HAP, atteint des coûts à la quantité de polluant non émis très élevés. Il est de ce fait nécessaire d'étudier les politiques de réduction supplémentaires dans un cadre multi polluants, mêlant de préférence pollution atmosphérique et effet de serre [Brignon et al., 2002].
Alternatives aux usages
Produits de substitution pour les pneumatiques
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L'industrie pétrolière et celle du caoutchouc cherchent des substituts aux HAP dans les pneumatiques. D'après les compagnies pétrolières, il existe principalement deux huiles alternatives possibles : les MES (Mild Extract Solvate) et les TDAE (Treated Distillate Aromatic Extracts). Il n'est pas encore certain qu'ils puissent servir de substituts complets : d'une part la question de leur disponibilité se pose ; d'autre part il n'est pas certain qu'ils permettent d'atteindre les mêmes qualités en termes d'adhérence au sol.
Les membres de l'Association européenne de l'industrie du caoutchouc (BLIC) font des essais depuis 1996 avec des huiles sans HAP. Ils utilisent maintenant des huiles sans HAP pour plusieurs segments de marché (principalement les pneus de camion et les pneus neige pour voitures).
Les producteurs européens de pneus ont annoncé publiquement en juin 2003 qu'ils adoptaient une approche dictée par le principe de précaution. Ils se sont engagés à éliminer l'utilisation d'huiles de dilution riches en HAP. Cette substitution est complexe et ne sera pas achevée avant décembre 2009. [BLIC, 2004]
Conclusion
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Les hydrocarbures aromatiques polycycliques, ou HAP, sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosotes utilisées pour la préservation du bois, dérivés du pétrole, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.
Les rejets atmosphériques en France sont essentiellement dus à la combustion de bois et de charbon dans les secteurs résidentiel et tertiaire. D'autres rejets importants sont dus au transport automobile (surtout diesel) et à l'industrie (raffineries, dépôts d'hydrocarbures, cokerie et métallurgie, traitement des déchets, industrie du caoutchouc, chimie, etc.).
La présence dans les eaux est en grande partie provoquée par les mêmes sources, par le biais du ruissellement d'eaux en provenance de zones urbaines ou industrielles ou par celui de dépôts atmosphériques. D'autres sources de présence dans les eaux sont les rejets industriels directement dans les eaux, l'épandage de boues de stations d'épuration, les huiles usagées, l'industrie du pétrole et ses à côtés (fonctionnement normal de l'industrie mais également marée noire et dégazages) et le traitement du bois à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (créosote).
Ces sources nombreuses et variées sont à l'origine d'une présence assez importante de HAP dans l'environnement, à la fois dans les eaux (surtout dans les sédiments et les matières en suspension) et dans les sols.
L'objectif de rejets anthropiques nuls semble extrêmement difficile à atteindre, au moins à court terme, notamment à cause de l'omniprésence et de l'importance des rejets. Les rejets atmosphériques liés au transport automobile ou au chauffage urbain semblent ainsi particulièrement difficiles à réduire. En outre les cokeries, même si elles appliquaient les meilleures techniques disponibles actuelles, resteraient significativement émettrices de HAP.
Bibliographie
Archives
Dernière vérification le 29/03/2024
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