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Oxyfluorfene (42874-03-3)
Informations générales
Dernière vérification le 29/03/2024
Identification
Numero CAS
42874-03-3
Nom scientifique (FR)
Oxyfluorfène
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
-
Code SANDRE
1952
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C15H11ClF3NO4 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
Clc1cc(C(F)(F)F)ccc1Oc2cc(OCC)c(N(=O)(=O))cc2
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
361.72 g/mol
Tableau des paramètres
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Bibliographie
Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 29/03/2024
Matrices
Milieu eau douce
Milieu sédiment eau douce
Milieu terrestre
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Persistance
Biodégradabilité
Biodégradabilité :
L'oxyfluorfène n'est pas facilement biodégradable dans les sols. Un DT50 comprise entre 62 et 434 jours et un DT90 comprise entres 231-1771 jours a été observée au laboratoire. Lors d'études de terrain un DT50 comprise entre 37 et 172 jours et une DT90 comprise entre 274 et 571 jours a été observée. (EFSA, 2010a)
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Dégradabilité abiotique
Hydrolyse :
L'oxyfluorfène est stable à l'hydrolyse aux pH 4 à 9 (demi-vie supérieure à 28 jours). (EFSA, 2010a)
Photolyse :
L'oxyfluorfène est rapidement photolysable dans l'eau. Une demi-vie de 0,3 jour et un DT90 de 1 jour ont été observées à une latitude de 40°N et un pH de 7. Principaux produits de la photolyse : RH-45469, RH-123394, RH-35451 et RH-34670. L'écotoxicité de ces produits a été testée chez les microalgues et algues d'eau douce (EFSA, 2010). (EFSA, 2010a)
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Bioaccumulation
Organismes aquatiques
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Conclusion sur la bioaccumulation
Bioaccumulation :
Une étude sur 54 jours a été réalisée sur Lepomis macrochirus avec une exposition de 40 jours et une période de dépuration de 14 jours. Un BCF de 2200 (corps entier) a été déterminé. La vitesse de dépuration des organismes est lente, elle est de 82% après 14 jours.
Un BCF de 2200 est utilisé dans la détermination des normes de qualité.
En l'absence de BMF mesuré, le document guide technique européen pour la dérivation des NQE recommande l'utilisation des valeurs par défaut suivantes pour ce qui est de la prise en compte de la biomagnification : BMF1 = BMF2 = 2. (EFSA, 2010a E.C., 2011)
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Valeurs de référence
Introduction
SANTE HUMAINE
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.
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.
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.
TOXICITE
(1) Cette VTR a été déterminée par l'US-EPA/OPP (2001).
(2) Cette VTR a été déterminée par l'EFSA (2010) et par l'US-EPA (1991).
(3) Cette VTR a été calculée par l'INERIS à partir de l'ERUo de l'US EPA (2002) pour un excès de risque de 10-6 . Cette valeur est retenue par l'INERIS.
VTR A SEUIL D'EFFET
L'US-EPA/OPP (2001) propose une RfD de 0,03 mg/kgcorporel/j pour une exposition chronique par voie orale à l'oxyfluorfène (US-EPA/OPP, 2001).
Cette valeur repose sur deux NOAEL de 3 mg/kg pc/jour, établies pour la toxicité au niveau du foie dans deux études expérimentales, une de deux ans chez le chien (Weatherholtz, W.W., 1981) et une de vingt mois chez la souris (Goldenthal, E. and Wazeter, F., 1977).
L'EFSA (2010) et l'US-EPA (1991) proposent une DJA et une RfD, respectivement, de 0,003 mg/kgcorporel/j pour une exposition chronique par voie orale à l'oxyfluorfène (EFSA, 2010a; USEPA, 1991). Cette valeur a été reprise par l'ANSES (AGRITOX, 2005).
Cette valeur repose sur une étude expérimentale chez la souris (Goldenthal, E. and Wazeter, F., 1977, citée dans les rapports US-EPA/OPP, 2001, et EFSA, 2010a) et sur une réinterprétation de cette même étude (Newberne, P.M., 1977, citée dans le rapport EFSA, 2010a).
Les VTR établies par l'US-EPA en 1991 et par l'EFSA en 2010 se sont appuyées sur ce NOAEL de 0,3 mg/kg pc/jour.
VTR SANS SEUIL D'EFFET
L'US-EPA (2002) propose un Q1* (excès de risque unitaire, ERUo) de 7,32.10-2 (mg/kgcorporel/j)-1 pour une exposition chronique par voie orale à l'oxyfluorfène pour l'apparition d'effets cancérogènes (US-EPA, 2002; US-EPA/OPP, 2001). Cet ERUo a été révisé en 2010 (US-EPA, 2012).
Dans l'étude de Goldenthal, E. and Wazeter, F., 1977, il a été observé une augmentation de l'incidence globale d'apparition d'adénomes et de carcinomes hépatocellulaires chez les souris males traités à l'oxyfluorfène à des doses de 33 mg/kgcorporel/j. A partir de la modélisation des valeurs obtenues dans cette étude, un excès de risque unitaire de 7,32 x 10-2 (mg/kgcorporel/j)-1 a été calculé pour l'oxyfluorfène.
L'US EPA signale que ce facteur doit être utilisé lors de l'évaluation des risques cancérogènes suite à une exposition chronique par voie orale à l'oxyfluorfène.
La dose associée à un risque acceptable représente 1 x 10-6 / ERUo en mg/kgcorporel/j pour la voie orale. Calcul : 1 x 10-6 / 7,32 x 10-2 = 1,37 x 10-5 mg/kgcorporel/j
Choix de la VTR
Les VTR à seuil disponibles ainsi que la VTR sans seuil déterminée par l'US EPA ont été jugées de qualité satisfaisante. Aucune VTR sans seuil n'est fournie par l'EFSA, cependant, la VTR à seuil établie par cet organisme repose sur des modifications histologiques du foie observées à des doses plus faibles que celles induisant l'apparition de tumeurs (Goldenthal, E. and Wazeter, F., 1977 ; Newberne, P.M., 1977).
D'après le rapport de l'EFSA 2010, les résultats des différents tests réalisés aussi bien in vivo qu'in vitro suggèrent que l'oxyfluorfène n'est pas un agent genotoxique (EFSA, 2010a). Cependant, dans le document RED de l'US EPA, un test de mutagénèse sur des cellules de lymphome de souris et quatre tests d'Ames ont rapporté des résultats positifs (US-EPA, 2001).
Compte tenu des données disponibles à l'heure actuelle et de la gravité des effets décrits par l'étude de Goldenthal, E. and Wazeter, l'excès de risque unitaire de 7,32.10-2 (mg/kgcorporel/j)-1 , fourni par l'US-EPA pour l'apparition d'effets cancérogènes, est retenu. A partir de cette valeur, l'INERIS a calculé une VTR de 1,37.10-5 mg/kgcorporel/j, pour un excès de risque de 10-6 . Cette VTR sans seuil est préconisée car elle est manifestement plus pénalisante et plus protectrice que les autres VTR disponibles.
Autres valeurs des organismes reconnus
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
L'oxyfluorfène a été évalué dans le cadre de la Directive 91/414/CEE (C.E., 1991). Le rapport d'évaluation (Draft Assessment Report) proposé par l'Etat membre rapporteur (Espagne) est publiquement disponible auprès de l'EFSA (EFSA, 2007; EFSA, 2010a) et les conclusions de l'EFSA ont été diffusées (EFSA, 2010b).
L'évaluation est terminée et l'exclusion de l'oxyfluorfène à l'Annexe I de la Directive 91/414/CEE a été prononcée dans la Décision de la Commission 2008/934/CE (C.E., 2008a).
Un rapport des Etats-Unis (US-EPA, 2002) est également disponible pour l'oxyfluorfène.
L'oxyfluorfène est pré-enregistrée auprès de l'agence européenne des produits chimiques (ECHA) (EC n° 255-983-0).
Evaluations existantes :
US EPA. 2002 : Reregistration eligibility decision (RED) for oxyfluorfen. Prevention, Pesticides and Toxic Substances, U. S. Environmental Protection Agency, Publication EPA Case 2490, Octobre 2002.
EFSA 2007 : Draft Assessment Report (DAR) -public version-. Initial risk assessment provided by the rapporteur Member State Spain for the existing active substance Oxyfluorfen of the third stage (part B) of the review programme referred to in Article 8(2) of Council Directive 91/414/EEC.
US-EPA 2008 : Risks of oxyfluorfen use to the federally threatened california red-legged frog (Rana aurora draytonii), Pesticide effects determination, Octobre 2008.
EFSA 2010 : Conclusion on the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance oxyfluorfen.
Effets endocriniens :
L'oxyfluorfène n'est pas cité dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004 ; E.C., 2007) et dans le rapport d'étude de la DG ENV sur la mise à jour de la liste prioritaire des perturbateurs endocriniens à faible tonnage (Petersen et al., 2007)
Critères PBT / POP :
La substance n'est pas citée dans les listes PBT/vPvB1 C.E., 2006 ou POP2 PNUE, 2001.
Normes de qualité existantes :
U.E. : 0,1 µg.L-1 pour l'eau destinée à la production d'eau potable (pesticides) (C.E., 1998)
Substance(s) associée(s) :
Métabolites identifiés : Hydro-oxyfluorfène (RH-34670), 4-trifluoromethyl-2-chlorophenol (RH-34800), 3-Chloro-4-hydroxy benzoic acid (RH-31680). Produits de la photolyse : RH-45469, RH-123394, RH-35451 et RH-34670.
Substance associée : Propylène glycol.
[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).
Dangers
Description
ORGANISMES AQUATIQUES
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 été validées par l'INERIS ou ont fait l'objet d'une validation collective par l'EFSA.
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, de EC50, concentration produisant 50% d'effets ou de LC50, concentration causant la mort de 50 % d'une population donnée. 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.
ECOTOXICITE
ECOTOXICITE AQUATIQUE AIGUË
(1)Etudes non retenues car réalisées avec le GOAL 4F (42,1% d'oxyfluorfène). Un effet synergique ou antagoniste n'est pas à exclure.
(2)Cette valeur est utilisée par l'ANSES pour le calcul d'une PNEC (Agritox, 2005),
ECOTOXICITE AQUATIQUE CHRONIQUE
Valeurs de danger
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Synthèse
Biote
EMPOISONNEMENT SECONDAIRE
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 validées.
Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.
Pour calculer la norme de qualité liée à l'empoisonnement secondaire des prédateurs, il est nécessaire de connaître la concentration de substance dans le biote n'induisant pas d'effets observés pour les prédateurs (exprimée sous forme de NOEC). Il est possible de déduire une NOEC à partir d'une NOAEL grâce à des facteurs de conversion empiriques variables selon les espèces testées. Les facteurs utilisés ici sont ceux recommandés par le guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2011). Les valeurs de ces facteurs de conversion dépendent de la masse corporelle des animaux et de leur consommation journalière de nourriture. Celles-ci peuvent donc varier d'une façon importante selon le niveau d'activité et le métabolisme de l'animal, la valeur nutritive de sa nourriture, etc. En particulier elles peuvent être très différentes entre un animal élevé en laboratoire et un animal sauvage.
Afin de couvrir ces sources de variabilité, mais aussi pour tenir compte des autres sources de variabilité ou d'incertitude (variabilité inter et intra-espèces, extrapolation du court terme au long terme, etc.) des facteurs d'extrapolation sont nécessaires pour le calcul de la QSbiota sec pois. Les valeurs recommandées pour ces facteurs d'extrapolation sont données dans le guide technique européen (E.C., 2011). 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.
ECOTOXICITE POUR LES VERTEBRES TERRESTRES
TOXICITE ORALE POUR LES MAMMIFERES
Les études de toxicité chronique présentées dans le tableau ci-dessus sont celles décrites par l'EFSA, l'US-EPA et l'US-EPA/OPP pour déterminer la VTR de l'oxyfluorfène (EFSA, 2010a; US-EPA, 1991; US-EPA/OPP, 2001). L'étude à retenir (voir la justification dans le paragraphe « choix de la VTR »), est la réinterprétation de l'étude de Goldenthal and Wazeter, 1977, publiée par Newberne en 1977. Dans cette étude, un NOAEL de 0,3 mg/kgcorporel/j a été constaté pour l'augmentation de la taille des hépatocytes et de leurs noyaux, la présence d'une nécrose de sévérité moyenne et l'apparition d'anomalies du noyau cellulaire à 3 mg/kgcorporel/j.
Concernant les études sur la reproduction, le tableau ci-dessus présente les études les plus pertinentes parmi celles résumées dans les rapports US-EPA/OPP, 2001, et EFSA, 2010. L'étude qui présente l'effet le plus critique observé sur le développement est celle chez le lapin (Hoberman et al., 1982). Dans cette étude, un NOAEL de 10 mg/kgcorporel/j a été retenu pour la diminution du nombre de corps lutéaux, du nombre d'implantations ainsi que de la taille de la portée, effets observées à 30 mg/kgcorporel/j.
L'étude de Hoberman, 1982, rapporte également l'effet le plus sensible observé chez les parents. Une augmentation de l'incidence d'avortements et une diminution de la consommation alimentaire ainsi que du poids corporel ont été observées à 30 mg/kgcorporel/j (LOAEL). Le NOAEL pour cet effet a été établi à 10 mg/kgcorporel/j.
Il est à noter que les niveaux rencontrés pour les effets sur la reproduction, ainsi que pour le reste d'effets sur le développement, sont supérieurs à ceux retenus pour l'établissement de VTR.
TOXICITE ORALE POUR LES OISEAUX
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
- de réglementations européennes et issues par exemple de dossiers d’évaluation des risques dans le cadre de processus d’autorisation de mise sur le marché des substances chimiques (c’est le cas des Concentrations Prédites Sans Effet pour l’environnement (PNEC) issues des dossiers réglementaires sous REACh ou dans le cas de la réglementation des produits biocides) ou issues de « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) de la Directive Cadre européenne sur l’Eau (DCE) ;
- de réglementations françaises telles que les arrêtés de mise en application de la DCE à l’échelle nationale.
Elles peuvent être des « Valeurs guides » lorsque ce sont des propositions scientifiques de l’INERIS qui ne sont pas reportées dans des textes réglementaires. C’est le cas de toutes les valeurs établies par l’INERIS pour guider l’évaluation de la qualité des milieux aquatiques pour les substances qui n’ont pas, ou pas encore, un statut réglementaire dans le contexte de la DCE.
Les « Valeurs Guides Environnementales » (VGE) et les « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) sont les outils consacrés pour l’évaluation de la qualité des eaux de surface, dont l’établissement est basé sur une même méthodologie européenne dédiée (E.C., 2018).
Leur construction, d’un point de vue méthodologique, est donc similaire.
Valeurs guides
Description
NORMES DE QUALITE POUR LA COLONNE D'EAU
Les normes de qualité pour les organismes de la colonne d'eau sont calculées conformément aux recommandations le guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011). Elles sont obtenues en divisant la plus faible valeur de NOEC ou d'EC50 valide par un facteur d'extrapolation (AF, Assessment Factor).
La valeur de ce facteur d'extrapolation dépend du nombre et du type de tests pour lesquels des résultats valides sont disponibles. Les règles détaillées pour le choix des facteurs sont données dans le guide technique européen (E.C., 2011).
En ce qui concerne les organismes marins, selon le guide technique pour la détermination de normes de qualité environnementales (E.C., 2011), la sensibilité des espèces marines à la toxicité des substances organiques peut être considérée comme équivalente à celle des espèces dulçaquicoles, à moins qu'une différence ne soit montrée.
- Moyenne annuelle (AA-QSwater_eco et AA-QSmarine_eco) :
Une concentration annuelle moyenne est déterminée pour protéger les organismes de la colonne d'eau d'une possible exposition prolongée.
Pour l'oxyfluorfène, on dispose à la fois de données aigües et chroniques pour les trois niveaux trophiques. Il apparait clairement que les plantes aquatiques représentent le taxon le plus sensible à l'oxyfluorfène lors d'études chroniques. L'AA-QS water_eco doit donc être calculée à partir de la plus faible des données chroniques, soit la NOErC (14 jours) de 0,06 10-3 mg.L-1 obtenue pour Lemna gibba. Deux autres NOEC sont disponibles pour cette plante aquatique (l'une portant sur la densité des frondes et l'autre déterminée lors d'une étude eau-sédiment), cependant, les évaluations portant sur la croissance sont utilisées en priorité (E.C., 2011). Ainsi, on applique, conformément aux recommandations du guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011), un facteur d'extrapolation de 10 à cette NOErC de 0,06 10-3 mg.L-1. L'INERIS propose donc la valeur suivante :
En ce qui concerne les organismes marins, on dispose de données aiguës pour deux niveaux trophiques et d'une donnée chronique pour un niveau trophique. Le jeu de données disponible pour l'oxyfluorfène ne permet pas de mettre en évidence Une différence de sensibilité entre les espèces marines et dulçaquicoles. Pour le milieu marin, le facteur d'extrapolation appliqué doit prendre en compte les incertitudes additionnelles telles que la sous-représentation des taxons clés et une diversité d'espèces plus importante. Par conséquent et conformément au guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011) un facteur d'extrapolation
- Concentration Maximum Acceptable (MAC et MACmarine)
La concentration maximale acceptable est calculée afin de protéger les organismes de la colonne d'eau de possibles effets de pics de concentrations de courtes durées (E.C., 2011).
Pour l'oxyfluorfène, on dispose de données aiguës pour trois niveaux trophiques. Selon le document guide technique pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011), pour cet herbicide dont le mode d'action est connu et pour lequel des essais sont disponibles pour le taxon le plus sensible (algues et plantes aquatiques), un facteur d'extrapolation de 10 est appliqué sur la plus
faible donnée disponible (EC50 de 0,24 µg.L-1 obtenue pour Navicula pelliculosa) pour calculer la MAC. L'INERIS propose donc la valeur suivante :
En ce qui concerne les organismes marins, le jeu de données disponible pour l'oxyfluorfène ne permet pas de mettre en évidence une différence de sensibilité entre les espèces marines et dulçaquicoles. Pour le milieu marin, le facteur d'extrapolation appliqué doit prendre en compte les incertitudes additionnelles telles que la sous-représentation des taxons clés et une diversité d'espèces plus importante.
Nous disposons de données court terme (EC50 ou LC50) pour chaque niveau trophique (poissons, crustacés et algues) plus une donnée court terme (EC50 ou LC50) pour un taxon marin additionnel. Ainsi, conformément au guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2011) un facteur d'extrapolation de 50 s'applique pour déterminer la MACmarine. L'INERIS propose donc la valeur suivante :
NORME DE QUALITE EMPOISONNEMENT SECONDAIRE (QSBIOTA_SEC POIS)
La norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire (QSbiota sec pois) est calculée conformément aux recommandations du guide technique européen (E.C., 2011). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés (E.C., 2011).
Pour l'oxyfluorfène, l'étude retenue est la réinterprétation de l'étude de Goldenthal, E. and Wazeter, F., 1977, chez la souris, réalisée par Newberne en 1977, dans laquelle une NOEC de 2 mg/kgbio a été déterminée pour l'augmentation de la taille des hépatocytes et de son noyau. Un facteur de 30 est appliqué car la durée du test retenu est de 20 mois. On obtient donc :
Cette valeur de norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire peut être ramenée :
- à une concentration dans l'eau douce selon la formule suivante :
- à une concentration dans l'eau marine selon la formule suivante :
Avec :
BCF : facteur de bioconcentration,
1 BMF: facteur de biomagnification,
2 BMF: facteur de biomagnification additionnel pour les organismes marins.
Ce calcul tient compte du fait que la substance présente dans l'eau du milieu peut se bioaccumuler dans le biote. Il donne la concentration à ne pas dépasser dans l'eau afin de respecter la valeur de la norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire déterminée dans le biote.
La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biote et la concentration dans l'eau) et du facteur de biomagnification (BMF,
ratio entre la concentration dans l'organisme du prédateur en bout de chaîne alimentaire, et la concentration dans l'organisme de la proie au début de la chaîne alimentaire). En l'absence de valeurs mesurées pour le BMF, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le tableau 4-6, page 123, du guide technique européen (E.C., 2011).
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'oxyfluorfène, un BCF de 2200 et un BMF1 = BMF2 de 2 (cf. E.C., 2011) ont été retenus. On a donc :
QSmarin_sp = 0,067 [mg.kg-1biota] / (2200 * 2 * 2) = 7,61.10-6 mg.L-1
NORME DE QUALITE POUR LA SANTE HUMAINE VIA LA CONSOMMATION DES PRODUITS DE LA PECHE (QSBIOTA_HH)
La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (E.C., 2011) :
Ce calcul tient compte de :
- un facteur correctif de 10% (soit 0.1) : la VTR donnée ne tient compte en effet que d'une exposition par voie orale, et pour la consommation de produits de la pêche uniquement. Mais la contamination peut aussi se faire par la consommation d'autres sources de nourriture, par la consommation d'eau, et d'autres voies d'exposition sont possibles (inhalation ou contact cutané). Le facteur correctif de 10% (soit 0.1) permet de rendre l'objectif de qualité plus sévère d'un facteur 10 afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.
- la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 1,37.10-2 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus),
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- facteur de sécurité supplémentaire pour tenir compte des potentiels effets CMR ou de perturbation endocrine de la substance
- Cons. Journ. Moy : une consommation journalière moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour.
Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il peut être inadapté pour couvrir les risques pour les individus plus sensibles ou plus vulnérables (masse corporelle plus faible, forte consommation de produits de la pêche, voies d'exposition individuelles particulières). Le facteur correctif de 10% n'est donné que par défaut, car la contribution des différentes voies d'exposition varie selon les propriétés de la substance (et en particulier sa distribution entre les différents compartiments de l'environnement), ainsi que selon les populations considérées (travailleurs exposés, exposition pour les consommateurs/utilisateurs, exposition via l'environnement uniquement). L'hypothèse cependant que la consommation des produits de la pêche ne représente pas plus de 10% des apports journaliers contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2011).
Pour l'oxyfluorfène, 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 :
- à une concentration dans l'eau douce selon la formule suivante :
- à une concentration dans l'eau marine selon la formule suivante :
Pour l'oxyfluorfène, on obtient donc :
NORME DE QUALITE POUR LA SANTE HUMAINE VIA L'EAU DE BOISSON (QSdw_hh)
En principe, lorsque des normes de qualité 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 l'oxyfluorfène, la Directive 98/83/CE fixe une valeur de 0,1 µg.L-1.
A titre de comparaison, la valeur seuil provisoire pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (E.C., 2011):
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 1,37.10-2 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus),
- Cons.moy.eau [L.j-1] : une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- un facteur correctif de 10% (soit 0.1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.
L'eau de boisson est obtenue à partir de l'eau brute du milieu après traitement pour la rendre potable. La fraction éliminée lors du traitement dépend de la technologie utilisée ainsi que des propriétés de la substance.
Ainsi, la norme de qualité correspondante dans l'eau brute se calcule de la manière suivante :
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'oxyfluorfène, on obtient :
Cette valeur est plus protectrice que celle de 0,1 µg.L-1 fixée comme norme de qualité pour l'eau destinée à la production d'eau potable par la directive 98/83/CE.
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Synthèse
VALEUR GUIDE POUR LES ORGANISMES BENTHIQUES (QSSED ET QSSED-MARIN)
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 :
- Identifier les sites soumis à un risque de détérioration chimique (la norme sédiment est dépassée)
- Déclencher des études pour l'évaluation qui peuvent conduire à des études plus poussées et potentiellement à des programmes de mesures
- Identifier des tendances à long terme de la qualité environnementale (Art. 4 Directive 2000/60/CE).
Pour les organismes benthiques une donnée de toxicité chronique est disponible chez Chironomus riparius, NOEC (28 j) = 80 µg.L-1. Comme la voie de contamination pour C. riparius passe par l'eau, et que par ailleurs, aucune preuve d'une toxicité de la substance sur la microflore associée au sédiment
n'est disponible, cet essai n'est pas retenu pour déterminer la valeur guide de qualité pour le sédiment. La QS sed est alors calculée à l'aide de la méthode d'équilibre de partage:
Ce modèle suppose que :
- il existe un équilibre entre la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires et la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle du sédiment,
- la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires n'est pas biodisponible pour les organismes et que seule la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle est susceptible d'impacter les organismes,
- la sensibilité intrinsèque des organismes benthiques aux toxiques est équivalente à celle des organismes vivant dans la colonne d'eau. Ainsi, la norme de qualité pour la colonne d'eau peut être utilisée pour définir la concentration à ne pas dépasser dans l'eau interstitielle.
Une valeur guide de qualité pour le sédiment peut être alors calculée selon l'équation suivante (E.C., 2011) :
Avec
RHOsed : masse volumique du sédiment en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le document guide technique européen (E.C., 2011) est utilisée : 1300 kg.m-3 .
Ksed-eau : coefficient de partage sédiment/eau en m3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par le guide technique européen (E.C., 2011) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0,8 + 0,025 * Koc soit Ksed-eau = 0,8 + 0,025 * 5450 =137,05 m3/m3
Pour l'oxyfluorfène, on obtient :
La concentration correspondante en poids sec peut être estimée en tenant compte du facteur de conversion suivant :
Avec :
Fsolidesed : fraction volumique en solide dans les sédiments en [m3solide/m3susp]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le document guide technique européen (E.C., 2011) est utilisée : 0,2 m3/m3 .
RHOsolide : masse volumique de la partie sèche en [kgsolide/m3solide]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le document guide technique européen (E.C., 2011) est utilisée : 2500 kg.m-3 .
Pour l'oxyfluorfène, la concentration correspondante en poids sec est :
Selon la même approche que pour le sédiment d'eau douce, une valeur guide de qualité pour le sédiment marin peut être calculée selon la formule suivante :
Pour l'oxyfluorfène, on obtient :
QSsed-marin wet weight = 0,063 µg.kg-1poids humide
La concentration correspondante en poids sec est alors la suivante:
QSsed-marin dry weight
= 0,164 µg.kg-1sed poids sec
Le log Kow de la substance étant inférieur à 5, un facteur additionnel de 10 n'est pas jugé nécessaire.
Il faut rappeler que les incertitudes liées à l'application du modèle de l'équilibre de partage sont importantes. Les sédiments naturels peuvent avoir des propriétés très variables en termes de composition (nature et quantité de matières organiques, composition minéralogique), de granulométrie, de conditions physico-chimiques, de conditions dynamiques (taux de déposition/taux de resuspension). Par ailleurs ces propriétés peuvent évoluer dans le temps en fonction notamment des conditions météorologiques et de la morphologie de la masse d'eau. Si bien que le partage entre la fraction de substance adsorbée et la fraction de substance dissoute peut être extrêmement variable d'un sédiment à un autre et l'hypothèse d'un équilibre entre ces deux fractions ne semble pas très réaliste pour des conditions naturelles.
Par ailleurs, certains organismes benthiques peuvent ingérer les particules sédimentaires, et donc être contaminés par la fraction de substance adsorbée sur ces particules, ce qui n'est pas pris en compte par la méthode.
Conditions particulières
Avec un Koc de 5450 L.kg-1 et un log Kow = 4,86 la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment peut être recommandée selon le guide technique européen (E.C., 2011).
Le seuil proposé n'est fondé que sur la méthode du coefficient de partage à l'équilibre : il est calculé à partir de la norme de qualité dans l'eau et du Koc. L'incertitude de cette méthode devrait être prise en compte lors la mise en application du seuil sédiment
PROPOSITION DE VALEUR GUIDE ENVIRONNEMENTALE (VGE)
Elle est définie à partir de la valeur la plus protectrice parmi tous les compartiments étudiés.
Pour l'oxyfluorfène, les normes de qualité pour la protection de la santé humaine sont les valeurs les plus faibles pour l'ensemble des approches considérées.
Valeurs réglementaires
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Bibliographie
Archives
Dernière vérification le 29/03/2024
Documents
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