Identification

Numero CAS

301-12-2

Nom scientifique (FR)

Oxydéméton-méthyl

Nom scientifique (EN)

1-dimethoxyphosphorylsulfanyl-2-ethylsulfinylethane

Autres dénominations scientifiques (FR)

thiophosphate de O,O-diméthyle et de S-(2-éthylsulfinyléthyle)

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

dimethyl {[2-(ethanesulfinyl)ethyl]sulfanyl}phosphonate ; Oxydemeton-methyl ; Phosphorothioic acid, S-[2-(ethylsulfinyl)ethyl] O,O-dimethyl ester ; O,O-dimethyl-S-(2-ethylsulfinylethyl)-monothiofosfaat ; Oxydemeton-methyl ; S-2-Ethylsulfinylethyl-O,O-dimethylthiophosphat ; S-[2-(ethylsulfinyl)ethyl]-O,O-dimethyl-fosforothioát ; tiofosfato de O,O-dimetilo y de S-(2-etilsulfinil-etilo) ; oxydemeton-methyl

Code EC

206-110-7

Code SANDRE

1231

Numéro CIPAC

-

Formule chimique brute

\(\ce{ C6H15O4PS2 }\)

Code InChlKey

PMCVMORKVPSKHZ-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

CCS(=O)CCSP(=O)(OC)OC

Classification CLP

Type de classification

Harmonisée

ATP insertion

CLP00

Description de la classification

Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP

Mentions de danger
Mention du danger - Code H301
Mention du danger - Texte Toxique en cas d'ingestion
Classe(s) de dangers Toxicité aiguë
Libellé UE du danger -
Mention du danger - Code H311
Mention du danger - Texte Toxique par contact cutané
Classe(s) de dangers Toxicité aiguë
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Généralités

Poids moléculaire

246.30 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité >1200000 mg.L-1 INERIS (2009)
Densité 1.3 - INERIS (2009)
Pression de vapeur 3.9e-07 Pa
à 20°C
INERIS (2009)
Pression de vapeur 5.7e-07 Pa
à 25°C
INERIS (2009)
Point de fusion -20 °C INERIS (2009)
Constante de Henry <4.7e-06 Pa.m3.mol-1
valeur maximale à 20°C
INERIS (2009)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) -0.74 -
à 21°C
INERIS (2009)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) -0.74 - Expérimentation FOOTPRINT
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Bibliographie

Matrices

Atmosphère

Milieu eau douce

VGE/NQE Importer

Volatilisation :

Au vu de la valeur de sa constante de Henry (< 4.7.10 -6 Pa.m3.mol-1), la substance semble peu volatile en solution aqueuse.

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

VGE/NQE Importer

Adsorption :

D'après le Koc (10 L.kg-1), la substance semble être peu adsorbable.

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 0.0001 L.kg-1 Expérimentation FOOTPRINT
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 10 L.kg-1 INERIS (2009)
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Persistance

Biodégradabilité

VGE/NQE Importer

Biodégradabilité :

L'oxydéméton-méthyl est dégradé rapidement par les microorganismes en de nombreux métabolites (au moins 9). Mais certains de ces métabolites sont persistants. Ainsi, seuls 30% de la substance sont minéralisés après 91 jours en condition aérobies.

En conditions anaérobies, environ 10% seulement de la substance sont minéralisés après un an. (EFSA, 2005 Direction Générale de l'Alimentation (DGAL), 2004)

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

VGE/NQE Importer

Hydrolyse :

Pither et Puhl (1978) et Babczinski (2001) ont étudié l'hydrolyse de l'oxydéméton-méthyl pour quatre pH différents (4, 5, 7 et 9) et à 25°C. L'oxydéméton-méthyl est rapidement dégradé en condition alcaline : à pH 9, le temps de demi-vie d'hydrolyse est de 2.5 jours. A pH 7, le temps de demi-vie est compris entre 39.6 et 42 jours. A pH 5, le temps de demi-vie est de 96.3 jours.

Deux produits majeurs de dégradation ont été identifiés : le desméthyl-oxydéméton-méthyl (principalement à pH acide et neutre) et l'oxydéméton-méthyl-thiol (principalement à pH neutre et alcalin). (Babczinski, 2001 ; Pither et Puhl, 1978)

Photolyse :

La photolyse de l'oxydéméton-méthyl (dissous dans une solution tamponnée à pH 5 et exposé à un éclairement naturel à 25°C) est lente avec un temps de demi-vie de 187 jours.

Le rapport de l'EPA cite un temps de demi-vie de 137 jours. (Kesterson et al., 1988 US-EPA, 2006)

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrolyse 2.5 j
pH = 9
INERIS (2009)
Hydrolyse 39.6 j
à pH 7 ; à 25°C
INERIS (2009)
Hydrolyse 96.3 j
pH = 5
INERIS (2009)
Photolyse 137 j INERIS (2009)
Photolyse 187 j
à 25°C
INERIS (2009)
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Atmosphère

Milieu eau douce

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Conclusion sur la persistance

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

Organismes terrestres

Organismes sédimentaires

Conclusion sur la bioaccumulation

VGE/NQE Importer

Bioaccumulation :

Une valeur de BCF égale à 3.162 (estimée à partir du log Kow (-0.74), suggère un faible potentiel de bioconcentration pour cette substance. (US-EPA, 2008)

Valeurs de référence

Introduction

VGE/NQE Importer

Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur l'homme soit via la consommation d'organismes aquatiques contaminés, soit via l'eau de boisson.

Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. Compte tenu du mode d'exposition envisagée, seuls les tests sur mammifères exposés par voie orale (dans l'alimentation ou par gavage) ont été recherchés.

Toutes les données présentées ont été validées.

Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et

LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.

Pour l'évaluation des effets sur la santé humaine, seuls les résultats sur mammifères sont considérés comme pertinents. Contrairement à l'évaluation des effets pour les prédateurs, les effets de type cancérigène ou mutagène sont également pris en compte.

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

Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Nom Valeur Organisme choix Année du choix URL choix Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
ADI 0,3 µg.kg-1.j-1 Anses 2016 https://www.anses.fr/fr/content/etude-de-l%E2%80%99alimentation-totale-infantile EFSA (2006)
Oxydemeton-methyl (sum)
Final Eau
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Autres valeurs des organismes reconnus

Autres valeurs des organismes reconnus
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
ARfD 0,002 mg.kg-1pc OMS JMPR (2002) Final Eau
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Introduction

VGE/NQE Importer

Evaluations existantes :

EU : Directive 91/414/CE. Draft Assessment Report (DAR) -Initial risk assessment provided by the rapporteur Member State France for the existing active substance oxydemeton-methyl.: EFSA (2005).

USA : Reregistration Eligibility Decision (RED) for Oxydemeton methyl (US-EPA (2006).

Effets endocriniens :

L'oxydéméton-méthyl est cité à la table 5 de la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004) comme substance non réputée pour avoir des effets endocriniens. L'oxydéméton-méthyl fait partie des substances pour lesquelles les bases scientifiques sont insuffisantes pour pouvoir l'inclure à la liste des perturbateurs endocriniens (catégorie 3a) (Petersen et al., 2007).

Pour l'homme : La substance est classée en catégorie 3a (voir ci-dessus).

Pour la faune sauvage : La substance est classée en catégorie 3b : les informations sur la substance sont insuffisantes pour pouvoir juger du caractère perturbateur

endocrinien.

Normes de qualité existantes :

UE (Directive 98/83/CE) : 0.1 µg.L-1 pour l'eau destinée à la production d'eau potable (pesticides) (C.E., 1998) Allemagne : norme de qualité pour les eaux prélevées destinées à la consommation = 0.1 µg.L-1 (ETOX, 20073), Pays-Bas : objectif de qualité pour les eaux prélevées destinées à la consommation = 0.0004 µg.L-1 (valeur cible pour la fraction totale) et 0.035 µg.L-1 (concentration maximale admissible pour la fraction totale et dissoute) (ETOX, 20073).

Substance(s) associée(s) :

-

[1] Les PBT sont des substances persistantes, bioaccumulables et toxiques et les vPvB sont des substances très persistantes et très bioaccumulables. Les critères utilisés pour la classification des PBT sont ceux fixés par l'Annexe XIII du règlement n° 1907/2006 (REACH).

[2] Les Polluants Organiques Persistants (POP) sont des substances persistantes (aux dégradations biotiques et abiotiques), fortement liposolubles (et donc fortement bioaccumulables), et volatiles (et peuvent donc être transportées sur de longues distances et être retrouvée de façon ubiquitaire dans l'environnement). Les critères utilisés pour la classification POP sont ceux fixés par l'Annexe 5 de la Convention de Stockholm placée sous l'égide du PNUE (Programme des Nations Unies pour l'Environnement).

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

Cette substance a fait l'objet d'une évaluation dont l'Etat membre rapporteur est la France. La version d'avril 2004 de la monographie préparée par la Direction Générale de l'Alimentation (DGAL) du Ministère de l'Agriculture, de l'Alimentation, de la Pêche et des Affaires Rurales nous a été communiquée (Direction Générale de l'Alimentation (DGAL), 2004). Cette version adressée à l'EFSA (European Food Safety Authority) a donné lieu à la publication d'un rapport d'évaluation (Draft Assessment Report) qui est publiquement disponible (EFSA, 2005). Ces données ont été soumises à un examen collectif par les états membres de l'Union Européenne et n'ont pas fait l'objet d'une validation supplémentaire.

Il existe également un rapport de l'US-EPA sur cette substance établi dans le cadre de la procédure de "Reregistration Eligibility Decision". (US-EPA, 2006).

Dangers

Description

VGE/NQE Importer

Dans les tableaux ci-dessous, sont reportés pour chaque taxon uniquement les résultats des tests d'écotoxicité montrant la plus forte sensibilité à la substance. Toutes les données présentées ont fait l'objet d'un examen collectif européen dans le cadre de la Directive 91/414/CE, elles n'ont donc pas fait l'objet de validation supplémentaire.

Ces résultats d'écotoxicité sont principalement exprimés sous forme de NOEC (No Observed Effect Concentration), concentration sans effet observé, d'EC10 concentration produisant 10% d'effets et équivalente à la NOEC, ou de EC50, concentration produisant 50% d'effets. Les NOEC sont principalement rattachées à des tests chroniques, qui mesurent l'apparition d'effets sub-létaux à long terme, alors que les EC50 sont plutôt utilisées pour caractériser les effets à court terme.

L'Oxydéméton-méthyl n'est pas stable dans des conditions environnementales normales. Dans l'eau, la dégradation de l'oxydéméton-méthyl mène à la formation de plusieurs métabolites, parmi lesquels l'oxydéméton-méthyl sulphone (M01 : 1% de la substance active) et le déméton-S-méthyl (M02 est formé dans les systèmes eau/sédiment à 3.4% dans des conditions aérobies et à 53.9% dans des conditions anaérobies). Des résultats disponibles sur les métabolites M01 et M02 ont donc également été étudiés.

Cependant, pour l'oxydéméton-méthyl et ses métabolites, aucun résultat d'essai n'est disponible sur les algues en chronique. Toutefois, ces données ne semblent pas nécessaires du fait du mode d'action de la substance et de ses métabolites (organophosphoré) qui laisse penser que les algues ne seront pas l'espèce la plus sensible.

Les résultats d'écotoxicité présentés dans les tableaux qui suivent sont exprimés soit en substance mère (1), soit en métabolite M01 (4), soit en métabolite M02 (2), soit en produit formulé (3) qui contient 50% de solvant et 50% de substance mère.

(1)Substance mère ; (2) M02 ; (3) produit formulé

(1) Substance mère ; (2) M02 ; (3) produit formulé ; (4) M01

Etant donné que la formation de M01 ne représente qu'1% de la substance active, le risque envers les organismes aquatiques est considéré faible. En revanche, par manque d'information sur le comportement de M02 dans la colonne d'eau, l'évaluation du risque est basée sur le pire cas. Il est supposé que le taux maximum de formation (53.9%) de M02 est atteint dans la colonne d'eau.

La valeur la plus faible relevée dans la monographie est une donnée chronique (NOEC 21 jours) pour daphnie sur le métabolite M02 : 0.0056 mg substance active/L.

Valeurs de danger

Valeurs de danger
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
CL/CE50 13.36 mg.L-1 Algue INERIS (2009)
CL/CE50 0.023 mg.L-1 Invertebré INERIS (2009)
CL/CE50 0.73 mg.L-1 Poisson INERIS (2009)
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Synthèse

Biote

VGE/NQE Importer

Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur les prédateurs via la consommation d'organismes aquatiques contaminés (appelés biote, i.e. poissons ou invertébrés vivant dans la colonne d'eau ou dans les sédiments). Il s'agit donc d'évaluer la toxicité chronique de la substance par la voie d'exposition orale uniquement.

Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. N'ont été recherchés que des tests sur mammifères ou oiseaux exposés par voie orale (exposition par l'alimentation ou par gavage). Toutes les données présentées ont été jugées valides.

Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.

Pour calculer la norme de qualité liée à l'empoisonnement secondaire des prédateurs, il est nécessaire de connaître la concentration de substance dans le biota n'induisant pas d'effets observés pour les prédateurs (exprimée sous forme de NOEC). Il est possible de déduire une NOEC à partir d'une NOAEL grâce à des facteurs de conversion empiriques variables selon les espèces testées. Les facteurs utilisés ici sont ceux recommandés par le guide technique européen (Tableau 22, page 129, E.C., 2003) et le projet de guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2009). Les valeurs de ces facteurs de conversion dépendent de la masse corporelle des animaux et de leur consommation journalière de nourriture. Celles-ci peuvent donc varier d'une façon importante selon le niveau d'activité et le métabolisme de l'animal, la valeur nutritive de sa nourriture, etc. En particulier elles peuvent être très différentes entre un animal élevé en laboratoire et un animal sauvage.

Afin de couvrir ces sources de variabilité, mais aussi pour tenir compte des autres sources de variabilité ou d'incertitude (variabilité inter et intra-espèces, extrapolation du court terme au long terme, etc.) des facteurs d'extrapolation sont nécessaires pour le calcul de la QSbiota sec pois. Les valeurs recommandées pour ces facteurs d'extrapolation sont données dans le guide technique européen (tableau 23, page 130, E.C., 2003). Un facteur d'extrapolation supplémentaire (AFdose-réponse) est utilisé dans le cas où la toxicité a été établie à partir d'une LOAEL plutôt que d'une NOAEL.

Les données obtenues sur les mammifères terrestres et les oiseaux, utilisées pour la détermination des valeurs guides pour la protection des prédateurs vis-à-vis de l’empoisonnement secondaire, sont répertoriées dans les tableaux ci-dessous.

Valeurs écotoxicologiques

Introduction

Dans cette rubrique, sont reportées des valeurs de référence pour la protection des écosystèmes aquatiques et de la santé humaine via l’environnement.

Dans cette rubrique, sont reportées des valeurs de référence pour la protection des écosystèmes aquatiques et de la santé humaine via l’environnement.

Elles peuvent avoir un statut de « Valeur réglementaire » si elles sont issues

  1. de réglementations européennes et issues par exemple de dossiers d’évaluation des risques dans le cadre de processus d’autorisation de mise sur le marché des substances chimiques (c’est le cas des Concentrations Prédites Sans Effet pour l’environnement (PNEC) issues des dossiers réglementaires sous REACh ou dans le cas de la réglementation des produits biocides) ou issues de « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) de la Directive Cadre européenne sur l’Eau (DCE) ;
  2. de réglementations françaises telles que les arrêtés de mise en application de la DCE à l’échelle nationale.

Elles peuvent être des « Valeurs guides » lorsque ce sont des propositions scientifiques de l’INERIS qui ne sont pas reportées dans des textes réglementaires. C’est le cas de toutes les valeurs établies par l’INERIS pour guider l’évaluation de la qualité des milieux aquatiques pour les substances qui n’ont pas, ou pas encore, un statut réglementaire dans le contexte de la DCE.
Les « Valeurs Guides Environnementales » (VGE) et les « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) sont les outils consacrés pour l’évaluation de la qualité des eaux de surface, dont l’établissement est basé sur une même méthodologie européenne dédiée (E.C., 2018).
Leur construction, d’un point de vue méthodologique, est donc similaire.

Valeurs guides

Description

VGE/NQE Importer

Les normes de qualité pour les organismes de la colonne d'eau sont calculées conformément aux recommandations du guide technique européen pour l'évaluation des risques dus aux substances chimiques (E.C., 2003) et au projet de guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2009). Elles sont obtenues en divisant la plus faible valeur de NOEC ou d'EC50 valide par un facteur d'extrapolation (AF, Assessment Factor).

La valeur de ce facteur d'extrapolation dépend du nombre et du type de tests pour lesquels des résultats valides sont disponibles. Les règles détaillées pour le choix des facteurs sont données dans le tableau 16, page 101, du guide technique européen (E.C., 2003).

Une concentration annuelle moyenne est déterminée pour protéger les organismes de la colonne d'eau d'une possible exposition prolongée.

Pour l'oxydéméton-méthyl et ses métabolites, on dispose de données valides pour 3 niveaux trophiques en aigu et pour 2 niveaux trophiques en chronique. D'après les résultats d'essais aigus et compte tenu du mode d'action de la substance, les algues ne représentent probablement pas le niveau trophique le plus sensible en chronique. La NOEC la plus faible est observée pour Daphnia magna (NOEC (21 j) à 0.0056 mg.L-1) pour le métabolite M02. Le groupe d'experts préconise de considérer en pire cas que 100% de la substance mère peut se transformer en métabolite M02 et d'appliquer un facteur d'extrapolation de 10 à cette valeur de NOEC (cf. note d du tableau 16, page 101 de E.C., 2003). On obtient donc :

La concentration maximale acceptable est calculée afin de protéger les organismes de la colonne d'eau de possibles effets de pics de concentrations de courtes durées. Pour la détermination de la MAC, le document guide pour l'évaluation des effets des substances avec des rejets intermittents est utilisée (ECHA, 2008, E.C., 2009)

On dispose de données aiguës sur les trois niveaux trophiques (algues, invertébrés, poissons), la plus faible étant celle obtenue avec le métabolite M02 sur Daphnia magna, EC50 (48 h) = 0.023 mg.L-1. Comme précédemment, il est proposé de considérer en pire cas que 100% de la substance mère peut se transformer en métabolite M02. Par défaut, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MAC. Cependant, selon le projet de document guide technique pour la détermination des normes de qualité environnementales (E.C., 2009), pour les substances dont le mode d'action est connu et pour lesquelles des données sont disponibles pour le taxon le plus sensible, le facteur peut être diminué. Il est proposé ici d'abaisser le facteur d'extrapolation à 10.

MAC = 0.028/10 = 0.0028 mg.L-1, soit 2.8 µg.L-1

Un seuil de qualité dans le sédiment est nécessaire (i) pour protéger les espèces benthiques et (ii) protéger les autres organismes d'un risque d'empoisonnement secondaire résultant de la consommation de proies provenant du benthos. Les principaux rôles des normes de qualité pour les sédiments sont de :

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

Aucune information d'écotoxicité pour les organismes benthiques n'a été trouvée dans la littérature.

A défaut, une PNEC sédiment peut être calculée à partir du modèle de l'équilibre de partage.

A défaut, une valeur guide pour le sédiment peut être calculée à partir du modèle de l'équilibre de partage.

Ce modèle suppose que: 

  • il existe un équilibre entre la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires et la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle du sédiment,
  • la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires n'est pas biodisponible pour les organismes et que seule la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle est susceptible d'impacter les organismes,
  • la sensibilité intrinsèque des organismes benthiques aux toxiques est équivalente à celle des organismes vivant dans la colonne d'eau. Ainsi, la norme de qualité pour la colonne d'eau peut être utilisée pour définir la concentration à ne pas dépasser dans l'eau interstitielle.

NB : La pollution actuelle peut être suivie dans les matières en suspension et les couches superficielles du sédiment. Les couches profondes intègrent la contamination historique sur des dizaines voire des centaines d'années et ne sont pas jugées pertinentes pour caractériser la pollution actuelle. Les paramètres par défaut préconisés par Lepper (2002) et le guide technique européen (E.C., 2003 ont été choisis empiriquement pour caractériser les matières en suspension et les couches superficielles. Matières en suspension et couches superficielles contiennent relativement plus d'eau et de matière organique que les couches profondes du sédiment.

Une valeur guide de qualité pour le sédiment peut être alors calculée selon l'équation suivante (adaptation de l'équation 70 page 113 du guide technique européen, E.C., 2003) :

RHOsup : masse volumique de la matière en suspension en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 18 page 44, E.C., 2003) est utilisée : 1150 kg.m-3 .

Kpsusp-eau : coefficient de partage matière en suspension/eau en m 3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 24 page 47, E.C., 2003) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0.9 + 0.025 * Koc soit Kpsusp-eau = 1.15 m 3/m3 .

Ainsi, on obtient :

QSsed wet weight [µg/kg] = 0.6 µg/kg (poids humide)

La concentration correspondante en poids sec peut être estimée en tenant compte du facteur de conversion suivant :

Avec :

Fsolidesusp : fraction volumique en solide dans les matières en suspension en [m3solide/m3susp]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 0.1 m 3/m3 .

RHOsolide : masse volumique de la partie sèche en [kgsolide/m3solide]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 2500 kg.m-3 .

Pour l'oxydéméton-méthyl, la concentration correspondante en poids sec est :

Le LogKow de la substance étant inférieur à 5, un facteur additionnel de 10 n'est pas jugé nécessaire.

Il faut rappeler que les incertitudes liées à l'application du modèle de l'équilibre de partage sont importantes. Les sédiments naturels peuvent avoir des propriétés très variables en termes de composition (nature et quantité de matières organiques, composition minéralogique), de granulométrie, de conditions physico-chimiques, de conditions dynamiques (taux de déposition/taux de resuspension). Par ailleurs ces propriétés peuvent évoluer dans le temps en fonction notamment des conditions météorologiques et de la morphologie de la masse d'eau. Si bien que le partage entre la fraction de substance adsorbée et la fraction de substance dissoute peut être extrêmement variable d'un sédiment à un autre et l'hypothèse d'un équilibre entre ces deux fractions ne semble pas très réaliste pour des conditions naturelles.

Par ailleurs, certains organismes benthiques peuvent ingérer les particules sédimentaires, et donc être contaminés par la fraction de substance adsorbée sur ces particules, ce qui n'est pas pris en compte par la méthode.

La norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire (QSbiota sec pois) est calculée conformément aux recommandations du guide technique européen (E.C., 2003). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés dans le tableau 23 page 130 du guide (E.C., 2003).

Pour l'oxydéméton-méthyl, un facteur de 90 est appliqué au résultat du test de toxicité chronique sur chien (NOEC à 0.52 mg.kg-1biota). On obtient donc :

Cette valeur de norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire peut être ramenée à une concentration dans l'eau selon la formule suivante :

BCF: facteur de bioconcentration, 
BMF : facteur de biomagnification.

Ce calcul tient compte du fait que la substance présente dans l'eau du milieu peut se bioaccumuler dans le biote. Il donne la concentration à ne pas dépasser dans l'eau afin de respecter la valeur de la norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire déterminée dans le biote.

La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biote et la concentration dans l'eau) et du facteur de biomagnification (BMF, ratio entre la concentration dans l'organisme du prédateur en bout de chaîne alimentaire, et la concentration dans l'organisme de la proie au début de la chaîne alimentaire). En l'absence de valeurs mesurées pour le BMF, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le tableau 29, page 160, du guide technique européen (E.C., 2003).

Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il fait en effet l'hypothèse qu'un équilibre a été atteint entre l'eau et le biote, ce qui n'est pas véritablement réaliste dans les conditions du milieu naturel. Par ailleurs il repose sur un facteur de bioaccumulation qui peut varier de façon importante entre les espèces considérées.

Pour l'oxydéméton-méthyl, un BCF estimé de 3.162 (US-EPA, 2008) et un BMF de 1 (cf. E.C., 2003) ont été retenus. On a donc :

La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005) :

Cons. Journ. Moy. [kgbiota/j]

Ce calcul tient compte de :

  • la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.13 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus),
  • une consommation moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) : la VTR donnée ne tient compte en effet que d'une exposition par voie orale, et pour la consommation de produits de la pêche uniquement. Mais la contamination peut aussi se faire par la consommation d'autres sources de nourriture, par la consommation d'eau, et d'autres voies d'exposition sont possibles (inhalation ou contact cutané). Le facteur correctif de 10% (soit 0.1) permet de rendre l'objectif de qualité plus sévère d'un facteur 10 afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.

Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il peut être inadapté pour couvrir les risques pour les individus plus sensibles ou plus vulnérables (masse corporelle plus faible, forte consommation de produits de la pêche, voies d'exposition individuelles particulières). Le facteur correctif de 10% n'est donné que par défaut, car la contribution des différentes voies d'exposition varie selon les propriétés de la substance (et en particulier sa distribution entre les différents compartiments de l'environnement), ainsi que selon les populations considérées (travailleurs exposés, exposition pour les consommateurs/utilisateurs, exposition via l'environnement uniquement). L'hypothèse cependant que la consommation des produits de la pêche ne représente pas plus de 10% des apports journaliers contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2009).

Pour l'oxydéméton-méthyl, le calcul aboutit à :

Comme pour l'empoisonnement secondaire, la concentration correspondante dans l'eau du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :

Pour l'oxydéméton-méthyl, on obtient donc: 

QSwater_hh food = 7.91 / (3.162*1) = 2.502 µg.L-1

En principe, lorsque des normes de qualité réglementaires dans l'eau de boisson existent, soit dans la Directive 98/83/CE (C.E., 1998), soit déterminées par l'OMS, elles peuvent être adoptées. Les valeurs réglementaires de la Directive 98/83/CE doivent être privilégiées par rapport aux valeurs de l'OMS qui ne sont que de simples recommandations.

Il faut signaler que ces normes réglementaires ne sont pas nécessairement établies sur la base de critères (éco)toxicologiques (par exemple les normes pour les pesticides avaient été établies par rapport à la limite de quantification analytique de l'époque pour ce type de substance, soit 0.1 µg.L-1).

Pour le l'oxydéméton-méthyl, la Directive 98/83/CE mentionne une valeur de 0.1 µg.L-1.

A titre de comparaison, la norme de qualité pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005) :

Ce calcul tient compte de: 

  • la valeur toxicologique de référence (VTR) ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.13 µg/kgcorporel/j,
  • Cons.moy.eau [L.j-1] : une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.

L'eau de boisson est obtenue à partir de l'eau brute du milieu après traitement pour la rendre potable. La fraction éliminée lors du traitement dépend de la technologie utilisée ainsi que des propriétés de la substance.

En l'absence d'information, on considèrera que la fraction éliminée est nulle et le critère pour l'eau de boisson s'appliquera alors à l'eau brute du milieu. Par ailleurs, on rappellera que ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif et peut s'avérer inadéquat pour certaines substances et certaines populations.

Pour l'oxydéméton-méthyl, on obtient :

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

Valeurs guides
Nom Valeur Matrice Cible Effet critique retenu Durée d'exposition Facteur Commentaire Etat du statut Valeur retenue par l'INERIS Année Source
PNEC / QSed 0.0006 mg/kg (poids sec) Sédiments
equilibre de partage
Oui 2009 INERIS (2009)
PNEC chronique / AA-QSwater_eco 0.00056 mg.L-1 Eau douce 10
extrapolation
Oui 2009 INERIS (2009)
Valeur guide eau 0.1 µg.L-1 Eau douce Oui 2009 INERIS (2009)
Ceci est un aperçu

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Synthèse

VGE/NQE Importer

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

Pour l'oxydéméton-méthyl, la norme de qualité pour l'eau potable mentionnée dans la Directive 98/83/CE (C.E., 1998) est la valeur la plus faible pour l'ensemble des approches considérées.

Selon le projet de document guide pour la détermination des norme de qualité environnementale (E.C., 2009), la norme pour l'eau de boisson ne doit être adoptée comme norme de qualité environnementale que pour les eaux destinées au captage des eaux de boissons. Pour les autres eaux, la valeur de 0.6 µg.L-1 dans l'eau correspondant à la valeur de norme de qualité pour les organismes aquatiques peut être considérée.

Il faut rappeler que la valeur de la norme de qualité pour l'eau destinée à l'eau potable a été dérivée en l'absence d'information sur la fraction éliminée. Par défaut, la fraction éliminée pour le traitement de l'eau a donc été fixée à zéro. Ce qui implique que l'eau brute du milieu doit respecter le critère pour l'eau de boisson et que l'on néglige donc la possibilité d'éliminer une certaine fraction lors du traitement.

Avec un Koc estimé 10 L.kg-1 et un Log Kow = -0.74, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment n'est pas recommandée par le projet de document guide européen (E.C., 2009).

Bibliographie

Documents

PDF
301-12-2 -- oxydemeton-methyl -- VGE
Publié le 12/11/2009