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Benzo(b)fluoranthène (205-99-2)
Informations générales
Dernière vérification le 29/03/2024
Identification
Numero CAS
205-99-2
Nom scientifique (FR)
Benzo(b)fluoranthène
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
205-911-9
Code SANDRE
1116
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C20H12 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
c1ccc2c(c1)c3cccc4c5ccccc5cc2c34
Familles
Familles chimiques
Classification CLP
Type de classification
Harmonisée
ATP insertion
CLP00
Description de la classification
Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP
H350
H400
H410
| Mention du danger - Code | H350 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Peut provoquer le cancer (indiquer la voie d'exposition s'il est formellement prouvé qu'aucune autre voie d'exposition ne conduit au même danger) |
| Classe(s) de dangers | Cancerogénicité |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H400 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Très toxique pour les organismes aquatiques |
| Classe(s) de dangers | Danger pour le milieu aquatique |
| Libellé UE du danger | - |
| Mention du danger - Code | H410 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Très toxique pour les organismes aquatiques, entraîne des effets à long terme |
| Classe(s) de dangers | Danger pour le milieu aquatique |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
Méthodes analytiques
Air
Prélèvement
Analyse
Eau
Analyse
Sol
Analyse
Autres milieux
Analyse
Règlementations
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
252.31 g/mol
Tableau des paramètres
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Bibliographie
Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 29/03/2024
Matrices
Atmosphère
Compte tenu de ses caractéristiques physico-chimiques, le B(b)F se présente dans l’atmosphère sous forme vapeur ou adsorbé sur la matière particulaire (HSDB, 2017).
Milieu eau douce
Dans l'eau, les propriétés du B(b)F indiquent qu’il peut s'adsorber sur les sédiments et la phase particulaire (HSDB, 2017). Sa volatilisation à partir des eaux de surface est lente (HSDB, 2017).
Milieu terrestre
La mobilité du B(b)F est très modérée dans les sols (HSDB, 2017). La volatilisation à partir de sols humides ou secs n'est pas significative (HSDB, 2017).
Persistance
Dégradabilité abiotique
Dans l'air, le B(b)F est dégradé en réagissant avec les radicaux hydroxyles formés par réactions photochimiques, avec une demi-vie estimée de 21 h pour une concentration de 5.105 radicaux hydroxyles/cm3 (HSDB, 2017).
La photolyse est un processus significatif.
Milieu eau douce
Eau de surface: Le B(b)F a une demi-vie 1 à 3 ans (Howard et al., 1991). Eaux souterraines: Dans ces eaux considérées comme anoxiques, une demi-vie de 4 à 7 ans a été estimée (Howard et al., 1991).
Milieu sédiment eau douce
Aucune information n’est disponible mais on peut supposer que la dégradation est lente.
Milieu terrestre
Le B(b)F ne se dégrade pas facilement dans les sols; des demi-vies allant jusqu'à 1 an ont été mesurées (Howard et al., 1991). Les facteurs tels que la température, le type de sols, et la présence d’autres polluants conditionnent le taux de dégradation (Environnement Canada, 1994).
Bioaccumulation
Organismes aquatiques
Organismes pélagiques Poisson : en l’absence de données mesurées, le facteur de bioconcentration peut être estimé pour les poissons à partir du coefficient de partage eau-octanol (CE, 1996). Ainsi, le BCFpoisson estimé est de 31 768 indiquant qu’il existe un risque d’accumulation. Cette méthode d’estimation ne prend pas en compte les éventuels phénomènes de biotransformation, chez certaines espèces le facteur de bioconcentration peut être sur-estimé.
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Organismes terrestres
Aucun résultat d’essai valide permettant de dériver des facteurs de bioconcentration dans les végétaux n’a pu être trouvé dans la littérature.
Organismes sédimentaires
Organismes benthiques Dans les sédiments, le taux d’accumulation du B(b)F dans les organismes dépend de plusieurs facteurs dont : - les propriétés physico-chimiques de la substance, - le temps d’exposition, - la nature du sédiment, - les taux d’absorption et de désorption par les organismes (varient d’un individu à un autre), - le comportement de l’organisme durant la période d’exposition (alimentation, évitement, reproduction). De plus, la disponibilité des HAP pour les organismes benthiques détritivores est très inférieure à celle d’autres substances possédant des propriétés physico-chimiques similaires (Landrum et Faust, 1991 ; Tracey et Hansen, 1996). La séquestration des HAP dans la matière organique sédimentaire serait à l’origine de cette faible biodisponibilité (Kraaij et al, 2001 ; Van Hoof et al, 2001). Les résultats des essais disponibles dans la littérature correspondent à une exposition des organismes benthiques à des mélanges de HAP. Aucune conclusion ne peut donc être donnée sur la biodisponibilité et l’accumulation du B(b)F chez les organismes benthiques.
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
L’ensemble des informations citées ci-dessous provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (ATSDR, 1995 ; IARC, 1983, 1987, 2010 ; US EPA (IRIS), 1994, 2002). 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(b)F seul, la plupart des données disponibles concernent des mélanges d’HAP. Dans cette fiche, seule la substance B(b)F 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(b)F se situe dans la classe des HAP de haut poids moléculaire (5 cycles), avec une absorption théorique majoritaire sous forme particulaire.
Toxicocinétique
Chez l'homme
Absorption
Chez l’homme, très peu de données sont disponibles concernant le devenir dans l’organisme du B(b)F seul. Néanmoins, des travaux ont permis d’identifier la présence de B(b)F chez des d’individus exposés à des mélanges de polluants contenant du B(b)F.
Des preuves indirectes de son absorption après inhalation ou contact cutané avec des mélanges de HAP ont été fournies par la présence de B(b)F dans les urines de sujets employés dans des raffineries (7,5 ng.L-1 n=12), (Campo et al., 2011), ainsi que dans des échantillons de peau (0,2 ng.mg-1 de lipides) prélevés sur des travailleurs exposés aux HAP lors de travaux sur toitures à base d’asphalte ou de brai de goudron (Wolf et al., 1982).
Distribution
Le B(b)F a notamment été détecté dans le lait, le placenta et le cordon ombilical (moyennes respectives de 20,5- 24,2 et 214 ng.g-1 de lipides) de femmes séjournant à Pékin depuis au moins 6 ans et non fumeuses (Yu et al., 2011) ou encore dans le lait de mères italiennes (0,78 µg.kg-1 de lait) (Santonicola et al., 2017).
Métabolisme
Le métabolisme du B(b)F n’a pas été spécifiquement étudié chez l’homme.
Toutefois in vitro, le métabolisme du B(b)F sur cellules humaines est moins rapide que sur cellules de rongeurs (Vondracek et al., 2017).
Élimination
Des concentrations urinaires de B(b)F de 7,5 – < 0,6 et < 0,6 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
Peu de données concernant le devenir dans l’organisme d’animaux exposés au B(b)F seul sont disponibles.
Aucune donnée n’a été identifiée chez l’animal concernant l'absorption.
Distribution
Aucune donnée n’a été identifiée chez l’animal.
Métabolisme
L’étude de Amin et al. (1982) réalisée sur des préparations de foie de rats a montré que les métabolites du B(b)F étaient le 1,2-dihydrodiolB(b)F, le 11,12-dihydrodiolB(b)F, le 4- ou le 7-monohydroxyB(b)F ainsi que le 5- ou le 6-monohydroxyB(b)F. Les époxydes dihydrodiols issus du métabolisme du B(b)F n’induisent pas d’effet génotoxique. Par contre, le 5,9,10-trihydroy-11, 12 époxy-9,10,11,12-tétrahydroB(b)F semble être lié à l’activité génotoxique observée sur la peau des souris exposées au B(b)F (Weyand et al., 1993).
De récents travaux ont permis de mettre en évidence la présence non équivoque d’un métabolite hydroxylé du B(b)F, le 11-OH-B(b)F, dans les urines de rats exposés par voie orale (0,8 mg.kg-1, 3 fois/semaine pendant 90 jours) à des mélanges de HAP dans lesquels était présent du B(b)F (Grova et al., 2017).
Le B(b)F induit l’augmentation significative de l’expression des ARNm des CYP1A1 et CYP1B1 sous la dépendance d’AHR comme montré chez les souris AhR (Misaki et al., 2016 ; Shimada et al., 2002).
Élimination
Aucune donnée n’a été identifiée chez l’animal.
Autre
Relation avec le récepteur AhR: Sur les modèles in vitro humains ou animaux, le B(b)F présente une affinité environ 3 à 5 fois plus importante que celle du B(a)P pour l’AhR (Jones et Andreson, 1999 ; Misaki et al., 2016 ; Vondráček et al., 2017).
Synthèse
Chez l’homme, aucune donnée n’est disponible sur la toxicocinétique du B(b)F seul. Le B(b)F est mesuré notamment au niveau du placenta et dans le lait maternel, le sang maternel et le cordon ombilical, ainsi que dans les urines de sujets exposés par inhalation ou contact cutané à des mélanges de HAP, fournissant ainsi des preuves indirectes de son absorption.
Chez l’animal
Peu de données concernant le devenir dans l’organisme du B(b)F sont disponibles. Les différentes voies d’absorption ne sont pas documentées. Les données, extraites d’une seule étude montrent que les métabolites du B(b)F sont le 1,2-dihydrodiol-B(b)F, le 11,12-dihydrodiol-B(b)F, le 4- ou le 7-monohydroxy-B(b)F, le 5- ou le 6-monohydroxy-B(b)F et le 5,9,10-trihydroxy-11,12-époxy-9,10,11,12-tétrahydro B(b)F. L’affinité du B(b)F pour le récepteur des HAP, l’AhR, est 3 à 5 fois plus forte que celle quantifiée in vitro avec le B(a)P.
Toxicité aiguë
Chez l'homme
Toutes voies
Chez l’homme, les effets induits par une exposition aiguë au B(b)F seul n’ont pas été étudiés. En revanche, comme pour la plupart des HAP, l’exposition aiguë au B(b)F ne semble pas induire d’effets majeurs immédiats sur la santé humaine.
Synthèse
Aucune étude n’a évalué les effets d’une exposition aiguë au B(b)F seul chez l’homme
Chez l'animal
Toutes voies
Peu d’études expérimentales chez l’animal traitent des effets induits par une exposition aiguë au B(b)F.
Inhalation
Aucune donnée relative aux effets de l’exposition aiguë au B(b)F seul chez l’animal n’a été identifiée.
Voie orale
Des effets immunosuppresseurs du B(b)F ont pu être observés chez des souris exposées par gavage à une dose unique de 0,1 à 100 mg.kg-1 de B(b)F 12 heures avant d’être immunisées par une injection intraveineuse de globules rouges de moutons (Silkworth et al., 1995).
Voie cutanée
Aucune donnée relative aux effets de l’exposition aiguë au B(b)F seul chez l’animal n’a été identifiée.
Synthèse
Les seules données disponibles indiquent qu’il entraîne des altérations de la réponse immunitaire chez la souris.
Toxicité à doses répétées
Effets généraux
Chez l'homme
Toutes voies
Chez l’homme, aucune donnée n’est disponible concernant les effets systémiques induits par une exposition chronique au B(b)F seul et ceci quelle que soit la voie d’exposition.
Synthèse
Aucune étude n’a évalué les effets d’une exposition chronique au B(b)F seul chez l’homme.
Chez l'animal
Inhalation
Aucune étude n’a été identifiée.
Voie orale
Aucune étude n’a été identifiée.
Voie cutanée
Aucune étude n’a été identifiée.
Synthèse
Chez l’animal, les effets de l’exposition chronique au B(b)F par inhalation, voie orale ou cutanée ne sont pas documentés.
Synthèse des taux d’absorption et organes cibles en fonction des voies d’exposition :
Effets cancérigènes
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | Catégorie 1B : le B(b)F doit être assimilé à une substance cancérogène pour l’homme. | |
| IARC | Groupe 2B : l’agent pourrait être cancérigène pour l’homme | 2010 |
| US EPA | Classe B2 : substance probablement cancérigène pour l'homme | 1994 |
Chez l'homme
Toutes voies
Aucune étude de cancérogénèse spécifique du B(b)F n’est disponible chez l’homme.
Des études épidémiologiques ont montré une augmentation de la mortalité due au cancer du poumon chez les individus exposés aux émissions des fours à coke (Lloyd, 1971 ; Mazumdar et al., 1975), aux fumées de cigarettes (Maclure et MacMahon, 1980 ; Wynder et Hoffmann, 1967) ou aux émissions de goudrons (Hammond et al., 1976). Tous ces mélanges contiennent entre autres du benzo(a)pyrène, du chrysène, du benz(a)anthracène, du dibenz(a,h)anthracène et du B(b)F.
Plus récemment, dans le cadre d’une étude regroupant 676 cas et 511 témoins, une association significative a pu être observée entre un mélange de plusieurs HAP dont le B(b)F présents dans les poussières de tapis (tertile le plus élevé) et le risque de lymphomes à cellules T (OR (Odds Ratio) = 3,04; IC 95 % , 1,09 – 8,47) (Dellavalle et al., 2016).
Synthèse
Aucune donnée relative au potentiel cancérogène du B(b)F seul n’a été identifiée chez l’homme.
Chez l'animal
Inhalation
Peu de données sont disponibles pour une exposition par inhalation. Des rats Osborne-Mendel femelles (35/lot) ont reçu par implant pulmonaire 0,1, 0,3 ou 1 mg de B(b)F dans un mélange de cire d'abeille et de trioctanoïne (Deutsch-Wenzel et al., 1983). Un lot non traité et un lot recevant le véhicule ont servi de témoins. Des lésions granulomateuses et inflammatoires se sont développées au niveau des sites d’injection. Après une observation durant la vie entière, une augmentation dose-réponse de l’incidence des carcinomes épidermoïdes et des sarcomes pleïomorphes du poumon et du thorax a été constatée. Les incidences sont de 1/35, 3/35 et de 13/35 pour respectivement le groupe exposé aux faibles doses, aux doses moyennes et aux fortes doses. Aucune tumeur n’a été observée chez les animaux témoins.
En revanche, plusieurs instillations intra-trachéales de B(b)F (1 hebdomadaire pendant 30 semaines) de 0,05 ou de 0,5 mg n’induisent pas d’augmentation du nombre de tumeurs du tractus respiratoire chez le hamster Syrian mâle par rapport aux animaux témoins (Sellakumar et Shubik, 1974).
Voie orale
Aucune étude par voie orale n’a été identifiée
Voie cutanée
Chez l’animal, l’effet cancérigène spécifique du B(b)F a surtout été étudié après une exposition par voie cutanée.
Une étude dose-réponse a été réalisée chez les souris Swiss. Ces souris ont reçu une application cutanée de B(b)F (0,01, 0,1 et 0,5 %) dans de l’acétone, 3 fois par semaine pendant la durée de leur vie (Wynder et Hoffmann, 1959). La dose la plus importante (0,5 %) a induit des papillomes chez 100 % des souris traitées et des carcinomes chez 90 % des souris. Des tumeurs malignes, dont 90 % étaient des carcinomes, sont apparues, 4 mois seulement après le début du traitement pour les doses les plus importantes de B(b)F (0,5 %), alors que des papillomes et des carcinomes (65 et 85 % respectivement) se sont développés 12 mois après le début de l’application pour des doses intermédiaires de B(b)F (0,1 %). La dose la plus faible de B(b)F pouvant induire le développement de tumeurs malignes est de 0,1 %, soit 1,2 mg.kg-1.j-1. Parmi les 10 souris survivantes ayant reçu la dose la plus faible (0,01 %), seule une souris a développé un papillome après 14 mois.
Dans une autre étude chronique par voie cutanée, le B(b)F induit une augmentation significative des papillomes et des carcinomes (aucune distinction n’a été faite entre les deux types de tumeurs) à partir de 3,4 µg (Habs et al., 1980).
Enfin, trois injections sous-cutanées de 0,6 mg de B(b)F dans de l’huile d’olive ont été réalisées chez 16 souris mâles et 14 souris femelles pendant une période de 2 mois (IARC, 1973). Des sarcomes se sont développés au niveau du site des injections chez 18 souris parmi les 24 survivantes au bout de 4 mois et demi.
Des études d’initiation et de promotion ont également été réalisées chez les animaux. L’application cutanée de B(b)F (10, 20 et 100 µg) chez les souris CD-1, suivie d’une application 3 fois par semaine pendant 20 semaines de tétradécanoyl phorbol acétate (TPA) a induit une augmentation dose-dépendante de l’incidence des tumeurs cutanées et plus particulièrement des papillomes à cellules squameuses (LaVoie et al., 1982). Une étude similaire (Amin et al., 1984) menée chez les souris Swiss albinos femelles a donné des résultats comparables c’est-à-dire une augmentation de l’incidence des tumeurs de la peau.
Dans une autre étude, 20 souris femelles CD1 ont été exposées par voie cutanée à des doses initiatrices de B(b)F (10 applications de 0,1 et de 4 µM) suivie 10 jours après d’une application de TPA, 3 fois par semaine pendant 20 semaines (Weyand et al., 1990). Cette étude a également montré le rôle initiateur du B(b)F. En effet, le nombre de tumeurs par souris présentant des tumeurs et le pourcentage de souris portant des tumeurs sont significativement supérieurs chez les souris exposées au B(b)Fet au TPA par rapport aux souris témoins ayant reçu uniquement de l’acétone (solvant véhicule). L’augmentation des tumeurs est dose-dépendante.
Enfin, une application cutanée unique de 1 mg de B(b)F dans de l’acétone n’a induit aucune tumeur chez les 20 souris Swiss durant les 63 semaines d’observation (Van Duuren et al., 1966). Par contre, le même protocole suivi d’une application répétée de résine de croton a induit des papillomes chez 18 souris parmi les 20 traitées et des carcinomes chez 5 souris.
Synthèse
Chez l’animal, l’application cutanée, de B(b)F chez les souris induit l’apparition de papillomes et de carcinomes, avec un effet dose-dépendant. Des rats, recevant un implant pulmonaire de B(b)F, ont présenté des lésions granulomateuses et inflammatoires au niveau des sites d’injection, et une augmentation dose-dépendante de l’incidence des carcinomes épidermoïdes et des sarcomes pleïomorphes du poumon et du thorax.
Effets génotoxiques
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | Le B(b)F n’est pas classé pour son caractère génotoxique |
In vitro
Organismes eucaryotes
Dans une récente étude in vitro réalisée sur des lymphocytes du sang périphérique humain, les concentrations de 20, 30, 40, 60 and 80 µM de B(b)F en présence d’activateur métabolique (S9) sont associées à une augmentation significative de la fréquence de cassures de brins d’ADN et d’adduits (8-hydroxy-desoxyguanidine) par comparaison aux cellules témoins, selon une relation liée à la concentration en présence d’activation métabolique (S9). En absence de la fraction S9, les augmentations se sont révélées plus modestes, mais néanmoins également significatives (Rodríguez-Romero et al., 2012).
Dans d’autres modèles in vitro notamment d’exposition de plusieurs HAP, une potentialisation des effets du B(b)F (+ 30 %) a été observé sur la formation d’adduits par le B(a)P (Stall et al., 2007 ; Tarantini et al., 2011).
Plusieurs tests de transformation tumorales in vitro sur cellules eucaryotes se sont révélés positifs avec le B(b)F (Emura et al., 1980 ; Greb et al., 1980), avec en particulier un effet promoteur important observé à partir d’une lignée cellulaire murine transgénique transfectée avec l’oncogène v-Ha-ras (Bhas 42), rendant la lignée particulièrement sensible aux agents promoteurs de tumeurs (Misaki et al., 2016).
Synthèse
Certains tests sur cellules procaryotes et eucaryotes ont pu mettre en évidence des lésions de l’ADN (cassures, adduits), ainsi qu’un effet promoteur tumoral.
Effets sur la reproduction
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | Importer non classé |
Chez l'homme
Toutes voies
Aucune étude n’a évalué l’effet du B(b)F seul sur la reproduction.
Voie orale
Néanmoins, dans le cadre d’une étude cas-témoins, une augmentation significative du dosage placentaire de B(b)F (moyenne de 61,91 ± 12,43 ppb) a été rapportée chez les femmes ayant accouché prématurément (29 cas) par comparaison aux 31 femmes non exposées du groupe témoin (moyenne de 23,84 ± 7,01 ppb) (p<0,05) (Singh et al., 2008). La contamination par voie alimentaire est la principale source d’exposition aux mélanges de HAP contenant du B(b)F chez ces femmes enceintes, l’exposition d’origine environnementale étant considérée comme une source d’exposition secondaire.
Synthèse
Les effets du B(b)F seul sur la reproduction n’ont pas été étudiés chez l’Homme. Toutefois l’exposition des femmes enceintes à un mélange de HAP contenant du B(b)F est associée à un risque de naissance prématurée.
Chez l'animal
Toutes voies
Aucune étude n’a évalué l’effet du B(b)F seul sur la reproduction chez l’animal.
Synthèse
Aucune étude n’a évalué l’effet du B(b)F seul sur la reproduction chez l’animal.
Effets sur le développement
Classifications
| Organisme | Classification | Année |
|---|---|---|
| UE | Non classé |
Chez l'homme
Toutes voies
Aucune étude n’a évalué l’effet du B(b)F seul sur le développement.
Synthèse
Les effets du B(b)F seul sur le développement n’ont pas été étudiés chez l’homme.
Chez l'animal
Toutes voies
Une étude chez la souris a montré que l’exposition in utero (12 au 16ème jour de gestation) et périnatale (2 au 21ème jour) via l’allaitement à différentes concentrations de 2 à 2 000 µg.(kg pc)-1.j-1 entraînait une altération de la fonction spermatique de la descendance mâle à l’âge de 8 à 9 semaines (altération significative de la mobilité des spermatozoïdes prélevés dans la région du corps de l’épididyme) (Kim et al. 2011). Le traitement a également été associé chez les mâles à une augmentation du poids absolu et relatif des vésicules séminales et du foie (p<0,05 à respectivement 20 et 200 µg.(kg pc)-1.j-1, ainsi qu’une diminution du poids absolu et relatif de la rate et du thymus (p<0,05 à 2 000 µg.(kg pc)-1.j-1). Enfin, une augmentation de l’expression testiculaire du récepteur Ah (associée à la dose) et aux estrogènes chez les mâles apportent des éléments mécanistiques en lien avec la toxicité testiculaire.
Synthèse
Chez l’animal, les seules données disponibles indiquent que l’exposition périnatale altère la fonction spermatique des souris à l’âge adulte.
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.
Seul le B(b)F est considéré, la toxicité du B(b)F en mélange avec d’autres hydrocarbures aromatiques polycycliques est donc exclue. Cependant, il s’agit le plus souvent de co-expositions à plusieurs HAP. Certains HAP disposent d’une fiche de données toxicologiques cependant il nous est apparu nécessaire de proposer également une fiche « choix de VTR » regroupant les valeurs disponibles pour chacun d’eux .
Rappelons que dans le concept de facteur d’équivalence toxique (FET) permettant d’établir une valeur toxicologique pour des effets cancérigènes induits par un mélange de HAP, le B(a)P est la substance de référence à laquelle un potentiel toxique de valeur 1 est arbitrairement donné.
Même si à ce jour il n’existe pas de VTR pour des expositions cutanées, cette voie d’exposition peut ne pas être négligeable.
Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Description
Effets à seuil:
Il n’existe pas de VTR concernant les effets avec seuil engendrés par le B(b)F.
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). 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 B(a)P car c’est le HAP le plus étudié et donc le mieux connu. Le potentiel toxique relatif de chaque HAP dont le B(b)F est ensuite évalué par rapport à la toxicité du B(a)P. Un facteur d’équivalence toxique par rapport au B(a)P est alors évalué pour le B(b)F. Les FET retenus dans cette approche sont ceux proposés par Nisbet et LaGoy (1992) et sélectionnés dans le document INERIS (2003) (Doornaert et Pichard, 2003).
Un FET de 0,1 a été attribué au B(b)F par Nisbet et LaGoy, 1992.
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation:
L'OEHHA propose un ERUi de 1,1.10-4 (µg.m-3)-1 pour une exposition par inhalation au B(b)F (2011).
Cette valeur établie en 2002 par l’OEHHA dérive de l’excès de risque unitaire du B(a)P qui est de 1,1.10-3(µg.m-3)-1 pour la voie respiratoire (voir fiche du B(a)P), sachant que le B(b)F a été affecté d'un facteur d'équivalence toxique de 0,1.
Cet ERUi correspond à une concentration de 0,09 µg.m3 pour un risque de 10-5 ou à une concentration de 0,009 µg.m-3 pour un risque de 10-6.
L'INERIS propose un ERUi de 6.10-5 (µg.m-3)-1 pour une exposition chronique par inhalation au B(b)F (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 B(a)P proposée par l’US EPA (2017) et retenue par l’INERIS pour le B(a)P à savoir 6.10-4 (µg.m-3)-1 et de lui appliquer les FET correspondant à cet HAP.
Pour le B(b)F, l’INERIS a retenu en 2003, un FET de 0,1 provenant de de la classification de Nisbet et LaGoy (1992).
Cet ERUi correspond à une concentration de 1,67.10-1 µg.m3 pour un risque de 10-5 ou à une concentration de 1,67.10-2 µg.m3 pour un risque de 10-6.
Calcul de VTR par inhalation à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(b)F:
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale:
Le RIVM propose un CRoral de 5.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition par voie orale (Baars et al., 2001).
Cette concentration correspond à un excès de risque cancérogène de 1.10-4 pour une exposition continue durant toute la vie. Elle est issue des données d'une étude expérimentale par gavage au B(a)P chez le rat (0, 3, 10 et 30 mg.kg-1.j-1 durant 2 ans, 5 j.sem-1) (Kroese et al., 1999). Une augmentation dose-dépendante de l'incidence de tumeurs a été observée dans de nombreux organes et tissus, notamment le foie et l'estomac, et également l'œsophage, la peau, la glande mammaire, le canal auditif, la cavité orale, l'intestin grêle et les reins.
A l’aide des deux valeurs, la VTR du B(a)P de 0,5 µg.kg-1.j-1 pour un excès de risque cancérigène de 1.10-4 et le FET de 0,1 attribué au B(b)F, un CRoral de 5 µg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de cancérigène de 1.10-4 a été calculé pour le B(b)F.
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.
L'OEHHA propose un ERUo de 1,2 (mg.kg-1.j-1)-1 pour une exposition par voie orale (2011).
Cette valeur dérive d’un excès de risques unitaire du B(a)P, qui est de 12 (mg.kg-1.j-1)-1 par voie orale, sachant que le B(b)F a été affecté d'un facteur d'équivalence de 0,1.
Cet ERUo correspond à une dose de 0,8.10-2 µg.kg-1.j-1 pour un risque de 10-5 ou à une dose de 0,8.10-3 µg.kg-1.j-1 pour un risque de 10-6.
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 B(a)P. 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 (FET) 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 (benzo(a)anthracène, benzo(a)pyrène, B(b)F, chrysène, benzo(g,h,i)perylène, 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 de l’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 B(a)P.
L’INERIS propose un ERUo de 10-1 (mg.kg-1.j-1)-1 pour une exposition chronique par voie orale au B(b)F (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 B(a)P. 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 B(a)P l’utilisation de la valeur établie par le RIVM. Le RIVM détermine une dose virtuellement sûre (DVS) de 5 ng.kg-1.j-1, par un modèle d'extrapolation linéaire à l'origine, en retenant la dose critique de 10 mg.kg-1.j-1 de B(a)P administrée à l'animal induisant l'apparition significative de tumeurs, et après ajustement de la durée d’administration et d’observation. Cette DVS de 5 ng.kg-1 p.c.j-1 pour un excès de risque de cancer de 1 10-6, 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 B(a)P 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 B(a)P 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 10-4 mg.kg-1.j-1 pour un risque de 10-5 ou à une dose de 10-5 mg.kg-1.j-1 pour un risque de 10-6.
Calcul de VTR par voie orale à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(b)F :
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Synthèse
Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation:
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au B(b)F par inhalation l’ERUi chronique de 6.10-5 (µg.m-3)-1 de l’INERIS.
En ce qui concerne les effets sans seuil du B(b)F, il n’existe pas de VTR propre au composé. L’OEHHA et l’INERIS proposent deux valeurs, toutes deux construites, à partir d’une même approche basée sur l’utilisation du FET du B(b)F de valeur 0,1 appliqué à la VTR du B(a)P retenue pour chacun des organismes.
La VTR de l’US EPA ayant été retenu pour le B(a)P par l’INERIS, l’ERUi construit à partir de cette valeur est retenu, à savoir l’ERUi chronique de 6.10-5 (µg.m-3)-1 de l’INERIS.
Indice de confiance : Moyen en raison du peu de données disponibles
Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale:
L’Ineris propose de retenir pour une exposition chronique au B(b)F par voie orale l’ERU0 chronique de 10-1 (mg.kg-1.j-1)-1 de l’INERIS.
En ce qui concerne les effets sans seuil du B(b)F, il n’existe pas de VTR propre au composé. Quatre valeurs sont proposées par le RIVM, l’OEHHA, l’ANSES et l’INERIS, construites à partir d’une même approche basée sur l’utilisation du FET du B(b)F de valeur 0,1 appliqué à la VTR du B(a)P retenue pour chacun des organismes.
La valeur proposée par l’INERIS est basée sur la VTR du B(a)P de l’US EPA mise à jour en 2017 et retenue par l’INERIS.
Indice de confiance : Moyen en raison du peu de données disponibles
Autres valeurs des organismes reconnus
Description
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
L'objectif de cette section est d'estimer les effets à long terme sur la faune et la flore, les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Le B(b)F 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(b)F présentées ci-dessous en sont extraites (EC, 2011). Dans ce contexte, il est à considérer les faits suivants : (i) le benzo(b)fluoranthène (B(b)F) et le benzo(k)fluoranthène (B(k)F) sont des HAP à 5 cycles ayant des propriétés de toxicité similaires, (ii) les données d’écotoxicité aquatique directe pour ces substances ne sont pas nombreuses, (iii) plusieurs des données d’écotoxicité disponibles pour ces substances correspondent à des tests d’exposition à un mélange de B(b)F et de B(k)f. C’est pourquoi sont reportées dans les sections suivantes des données pour le B(b)F, mais également pour le B(k)F
Dangers
Valeurs de danger
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Synthèse
Eau douce
Ecotoxicité aiguë :
Seuls deux résultats d’essai d’écotoxicité aiguë sur des organismes d’eau douce ont été retenus dans l’évaluation européenne du B(b)F comme substance prioritaire de la DCE (EC, 2011).
Micro-crustacés et bactérie
Les essais réalisés sur Vibrio fischeri et Daphnia magna ont été effectués en utilisant un système statique avec un suivi analytique des concentrations dans le milieu d’essai. Les concentrations d’effet sont supérieures au seuil de solubilité de la substance dans le milieu d’essai mais donnent néanmoins des informations sur l’absence de toxicité de la substance à ces concentrations.
Remarque :
La toxicité des HAP envers les organismes aquatiques (pélagiques et benthiques) peut être accrue en présence de rayonnement UV et plus particulièrement les UV-A (Landrum et al, 1987; Krylov et al, 1997, Newsted et Giespy, 1987 ; US EPA, 1993 ; Hatch et Burton, 1999 ; Ankley et al., 1994 ; Sinha et Chignell, 1983).
Deux types de réactions photochimiques peuvent expliquer l’apparition de ce phénomène.
- Mécanisme « externe »
La structure des molécules de HAP présentes dans le milieu aqueux peut être modifiée sous l’influence de rayonnement UV et en présence d’oxygène. Ses formes modifiées, une fois accumulées dans les organismes provoquent des destructions cellulaires.
- Mécanisme « interne »
Sous l’influence de rayonnement UV, un transfert d’énergie a lieu entre les HAP et la molécule d’oxygène provoquant la formation d’espèces réactives de l’oxygène. Ces formes réactives de l’oxygène sont à l’origine de la destruction des membranes biologiques. La toxicité induite par la lumière serait régie par un mécanisme « interne » avec en premier lieu une accumulation de HAP dans les tissus puis une formation d’espèces réactives après une exposition aux UV.
Ces deux mécanismes agissent de manière simultanée.
Quelques facteurs régissant l’apparition et l’amplitude de cette toxicité sont :
- la quantité et la nature des HAP,
- l’intensité et la durée du rayonnement UV,
- la nature des espèces présentes,
- la nature du milieu considéré.
Aucune donnée valide n’existe sur la toxicité du B(b)F en présence de rayonnement UV. Toutefois, au vu de sa structure et similitude avec le benzo(k)fluoranthene l’apparition de ce phénomène semble probable en conditions naturelles.
Synthèse des principaux résultats pour des organismes aquatiques lors d’expositions aiguës :
Ecotoxicité chronique :
Six résultats d’essais d’écotoxicité chronique sur des organismes d’eau douce et d’eau marine ont été retenus dans l’évaluation européenne du B(b)F comme substance prioritaire de la DCE (EC, 2011).
Excepté la concentration d’effets obtenue pour les poissons, 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 poissons, avec une CE10 minimale de 0,17 µg.L-1 obtenue pour Brachydanio rerio.
Les mêmes remarques peuvent être faites relativement à la phototoxicité que dans la partie « Ecotoxicité aigüe » .
Synthèse des principaux résultats pour des organismes aquatiques lors d’expositions chroniques :
Sédiments marins
Des tests ont été réalisés pour 3 espèces benthiques : les crustacés amphipodes Rhepoxynius abronius (espèce marine, testée avec le B(b)F) et Hyalella azteca (espèce dulçaquicole, testée avec le B(b)F) et l’insecte Chironomus riparius (espèce dulçaquicole au stade larvaire, testés avec le B(k)F). Aucune toxicité n’a pu être observée jusqu’à la plus forte concentration testée sur aucune de ces 3 espèces (Boese et al., 1998; Verrhiest et al., 2001).
Sol
Aucune information n’est disponible.
Biote
Organismes prédateurs (par empoisonnement secondaire) :
Aucune donnée n’est disponible pour le B(b)F.
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 réglementaires
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Synthèse
Valeurs de référence pour la surveillance des écosystèmes
Valeurs seuil pour la protection des milieux aquatiques
Le B(b)F est une substance dangereuse prioritaire de la Directive Cadre sur l’Eau (Directive n° 2013/39/UE, transposée par l’arrêté du 27 juillet 2015).
Elle est réglementée au niveau européen (substance de l’état chimique) par une Norme de Qualité Environnementale, ou NQE, définie comme la « concentration d’un polluant ou d'un groupe de polluants dans l'eau, les sédiments ou le biote qui ne doit pas être dépassée, afin de protéger la santé humaine et l'environnement ».
En pratique, la NQE est la norme de qualité la plus basse parmi 5 objectifs de protection couvrant la protection des organismes aquatique de la colonne d’eau, les organismes sédimentaires, les prédateurs se nourrissant dans les milieux aquatiques, et l’homme via la consommation de produit de la pêche ou d’eau de boisson. La détermination de ces normes suit une méthodologie spécifique qui a été élaborée au niveau européen (Technical Guidance For Deriving Environmental Quality Standards) (EC, 2018).
Valeurs seuil pour la protection des organismes benthiques :
La valeur ci-dessous a été déterminée dans le contexte de la Directive Cadre sur l’Eau (EC, 2011) et ne doit pas être dépassée pour la protection des organismes benthiques.
NB : D’autres valeurs existent pour le B(b)F. Cependant, elles n’ont pas toutes été dérivées selon la même méthodologie et n’assurent pas toutes le même niveau de protection. L’utilisateur se reportera au rapport méthodologique INERIS, 2017 (https://substances.ineris.fr/uploads/content/DRC-17-158732-03640A%20-_Rapport_M%C3%A9thodologies_valeurs_guides_s%C3%A9diments_sign%C3%A9_logo_MTES.pdf).
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 | 205-99-2 |
|---|---|
| SANDRE | 1116 |
| Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) | oui |
| Substance soumise à autorisation dans Reach | non |
| Substance soumise à restriction dans Reach | oui |
| Substance extrêmement préoccupante (SVHC) | non |
| 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. |
| Classification CLP | Voir la classification CLP |
| 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) :
- 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
FTE 2005 Importer
Synthèse
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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
FTE 2005 Importer
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.
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Dernière vérification le 29/03/2024
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