Identification

Code EC

Code SANDRE

Numéro CIPAC

Classement transport

Classification CLP

Mentions de danger

Méthodes analytiques

Introduction

Air

Eau

Sol

Autres milieux

Programmes

Généralités

Poids moléculaire

110.97 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 2450 mg.L-1
pour l'isomère Z
INERIS (2009) p.17
Hydrosolubilité 2520 mg.L-1
pour l'isomère E
INERIS (2009) p.17
Densité 1.23 - INERIS (2009) p.17
Pression de vapeur 2982 Pa
pour l'isomère E
INERIS (2009) p.17
Pression de vapeur 4850 Pa
pour l'isomère Z
INERIS (2009) p.17
Constante de Henry 101 Pa.m3.mol-1
pour l'isomère E
INERIS (2009) p.17
Constante de Henry 170 Pa.m3.mol-1
pour l'isomère Z
INERIS (2009) p.17
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 1.82 -
pour l'isomère Z
INERIS (2009) p.17
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 1.9 - Expérimentation FOOTPRINT
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 2.1 -
pour l'isomère E
INERIS (2009) p.17
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Matrices

Atmosphère

Milieu eau douce

VGE/NQE Importer

Volatilisation :

Au vu de la constante de Henry, le 1,3dichloropropène en solution aqueuse a tendance à se volatiliser.

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

VGE/NQE Importer

Adsorption :

La faible valeur de Koc (20-42 L.kg-1) indique que le 1,3-dichloropropène n'est pas une substance susceptible de s'accumuler sur les sédiments ou les matières en suspension dans l'eau. (HSDB, 2001)

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) 20 L.kg-1
entre 20 et 42 L/kg
INERIS (2009) p.17
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 33.7 L.kg-1 Expérimentation FOOTPRINT
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 42 L.kg-1
entre 20 et 42 L/kg
INERIS (2009) p.17
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Persistance

Biodégradabilité

VGE/NQE Importer

Biodégradabilité :

La biodégradation du 1,3-dichloropropène n'a pas dépassé 5% après 28 jours d'incubation. Ainsi, le 1,3-dichloropropène n'est pas facilement biodégradable. (Lebertz et Heim, 2002)

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

VGE/NQE Importer

Hydrolyse :

50 DTdes isomères cis et trans: Trans. à 25ºC : cis. à 20ºC: pH 4 : 4.9 j pH 5 : 8.4 j pH 7 : 4.75 j pH 7 : 9.7 j pH 9 : 4.75 j pH 9 : 8.8 j 
Les données pour l'isomère cis n'ont pu être revues.

Les principaux produits de dégradation de l'isomère cis sont l'alcool 3-chloroallyl (3-CAA) [M1] et l'acide 3-chloroacrylique (3-CACA) [M2].

Le trans-3-chloro-2-propen-1-ol est le principal produit issu de l'hydrolyse. (EFSA, 2006 O'Connor, 1990 Knowles, 1998)

Photolyse :

DT50 = 651 jours à 25°C. (Batzer et al., 1996)

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrolyse 10 j
entre 8 et 10 jours pour l'isomère Z
INERIS (2009) p.17
Hydrolyse 5 j
pour l'isomère E
INERIS (2009) p.17
Photolyse 651 j
à 25°C
INERIS (2009) p.17
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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 :

Aucune donnée expérimentale n'a été trouvée dans la littérature. Aussi, les faibles valeurs du log Kow du 1,3-dichloropropène (log Kow de 1.82 et 2.10 pour les isomères cis-et trans-, respectivement) laissent penser que le potentiel de bioconcentration du 1,3dichloropropène chez les organismes aquatiques est faible.

Un BCF de 4 a été calculé par Stortelder et al.

Cette valeur est utilisée dans la détermination des normes de qualité. (Stortelder et al., 1989)

Valeurs accidentelles

Autres seuils accidentels

Autres seuils accidentels
Nom Durée Valeur Source Etat du statut Commentaire
PAC-1 60 min 3 ppm EHSS (2018) Final
TLV-TWA x 3, TEEL-3/6, mouse 120-min LC50
PAC-2 60 min 19 ppm EHSS (2018) Final
TLV-TWA x 3, TEEL-3/6, mouse 120-min LC50
PAC-3 60 min 120 ppm EHSS (2018) Final
TLV-TWA x 3, TEEL-3/6, mouse 120-min LC50
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Valeurs guides

Valeurs guides
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
VG 0,02 mg.L-1 OMS (2003)
upper-bound excess lifetime cancer risk of 10-5
lung and bladder tumours Final Eau
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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.

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.

(1) Limite de confiance inférieure à 10% de la dose de référence ; (2) Cette VTR a été déterminée par l'US-EPA.

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
MRL 0,008 ppm ATSDR (2008) Resp. Final Air ambiant
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Introduction

VGE/NQE Importer

Evaluations existantes :

EFSA, 2006
US-EPA, 1998

Effets endocriniens :

Le 1,3-dichloropropène n'est pas cité dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004) 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 ne remplit pas les critères PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou POP2 (PNUE, 2001).

Norme de qualité existante :

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 = 10 µg.L-1 (ETOX, 20073)

Union Européenne : Norme de qualité pour les hydrosystèmes (projet), = 10 µg.L-1 (ETOX, 20073)

Etats-Unis : Critère de qualité pour la consommation d'eau et de poisson = 10 µg.L-1 (ETOX, 20073)

Etats-Unis : Critère de qualité pour la consommation de poisson et la protection de la santé = 1700 µg.L-1 (ETOX, 2007) 3

Substance(s) associée(s) :

[M1] Métabolite 1 : alcool 3-chloroallyl ; [M2] Métabolite 2 : acide 3-chloroacrylique

[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 repris par la Commission Européenne. Ils apparaissent dans le guide technique européen (E.C., 2003).

[2] Les 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 repris par l'UNEP (United Nations Environment Programme). [http://www.ecologie.gouv.fr/-Polluants-organiques-persistants-.html].

[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

Dangers

Description

VGE/NQE Importer

Dans les tableaux ci-dessous, ne 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 (EFSA, 2006) et/ou dans le cadre de la réévaluation des pesticides aux Etats-Unis (US-EPA, 1998). Ces données n'ont donc pas fait l'objet de validation supplémentaire par l'INERIS.

Ces résultats d'écotoxicité sont principalement exprimés sous forme de NOEC (No Observed Effect Concentration), concentration sans effet observé, ou d'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.

Sachant que le 1,3-dichloropropène [P] est une substance instable, les produits de dégradation (alcool 3-chloroallyl [M1] et acide 3-chloroacrylique [M2]) ont également été étudiés.

[P] composé parent : 1,3-dichloropropène ; [M1] Métabolite 1 : alcool 3-chloroallyl ; [M2] Métabolite 2 : acide 3-chloroacrylique. * : Résultats basés sur des concentrations initiales mesurées du composé parent.

  • [P]composé parent : 1,3-dichloropropene ; [M1] Métabolite 1 : alcool 3-chloroallyl ; [M2] Métabolite 2 : acide 3-chloroacrylique.

Valeurs de danger

Synthèse

Biote

VGE/NQE Importer

Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur les prédateurs et l'homme via l'environnement aquatique, soit via la consommation d'organismes aquatiques contaminés (appelés biote, i.e. poissons ou invertébrés vivant dans la colonne d'eau ou dans les sédiments), soit via l'eau de boisson. 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 terme 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 (i.e. calcul d'une PNECsecpois), 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 (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.

(1) Limite de confiance inférieure à 10% de la dose de référence.

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.

La toxicité des métabolites alcool 3-chloroallyl [M1] et acide 3-chloroacrylique [M2] est supérieure à celle du 1,3-dichloropropène pour les algues (toxicité aiguë) et pour les plantes aquatiques (toxicité aiguë et chronique).

Des essais long-terme sont disponibles pour trois niveaux trophiques. L'espèce testée la plus sensible est Lemna gibba tant en aigu qu'en chronique. Un facteur d'extrapolation de 10 est alors appliqué à la plus faible des NOEC (NOEC (14 j) < 0.016 mg.L-1 pour Lemna gibba) pour obtenir la norme de qualité. On a donc : AA-QSwater_eco = 0.016/10 = 0.0016 mg.L-1, soit :

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 sur Daphnia magna, EC50 (48 h) = 0.09 mg.L-1. Un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MAC.

On obtient donc : MAC = 0.09/100 = 0.9.10-3 mg.L-1, soit :

Selon le projet de document guide technique pour la détermination de normes de qualité environnementale (E.C., 2009), lorsque la détermination de la MAC conduit à une valeur plus faible que la AA-EQS, la MAC est fixée à une valeur égale à la AA-EQS. Pour le 1,3-dichloropropène, il est donc proposé de prendre la valeur d'AA-QSwater_eco comme concentration maximale acceptable.

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 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 substance adsorbée sur les particules sédimentaires et la fraction de substance dissoute dans l'eau interstitielle du sédiment,
  • la fraction de substance adsorbée sur les particules sédimentaires n'est pas biodisponible pour les organismes et que seule la fraction de substance dissoute dans l'eau interstitielle est susceptible d'impacter les organismes,
  • la sensibilité intrinsèque des organismes benthiques aux substances 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) :

Avec :

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 = 1.4 – 1.95 m3/m3 .

Ainsi, on obtient :

QSsed wet weight [µg/kg] = 1.95 – 2.71 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 le 1,3-dichloropropène, 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 le 1,3-dichloropropène, un facteur de 30 est appliqué car la durée du test retenu (BMDL10 à 3.4 mg/kgcorporel/j sur le rat, soit une NOEC de 68 mg.kg-1biota) est de 2 ans. On obtient donc :

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

Avec :
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). Les valeurs de BCF peuvent être couramment trouvées dans la littérature. 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 le 1,3-dichloropropène, un BCF de 4 (Stortelder et al., 1989) et un BMF de 1 (cf. E.C., 2003) ont été retenus. On a donc:

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

QSbiota_hh [μg/kgbiota] = ----------------------------------------------------------------------

Cons. Journ. Moy. [kgbiota/j]

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 9.1 µg/kgcorporel/j (Cf. tableau ci-dessus),
    • Cons. Journ. Moy. : une consommation moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,

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).

Pour le 1,3-dichloropropène, 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 le 1,3-dichloropropène, on obtient donc: 

QSwater_hh food = 553.9 / (4*1) = 138.47 g.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 1,3-dichloropropène, la Directive 98/83/CE fixe une valeur de 0.1 µg.L-1.

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

Cons.moy.eau [L.j-1]

Ce calcul tient compte de: 

  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) 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 9.1 µg/kgcorporel/j (Cf. tableau ci-dessus),
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • Cons.moy.eau [L.j-1] : une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,

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 le1,3-dichloropropène, 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.

Synthèse

VGE/NQE Importer

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

Pour le 1,3-dichloropropène, la norme de qualité pour l'eau potable est la valeur la plus protectrice 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 2 µg.L-1 dans l'eau correspondant à la valeur de norme de qualité pour la protection des organismes de la colonne d'eau doit 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.

La proposition de norme de qualité pour le 1,3-dichloropropène est donc la suivante :

Avec un Koc estimé par QSAR de 20 – 42 L.kg-1 et un Log Kow de 1.8 – 2.1, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment n'est pas recommandée par le projet de guide européen (E.C., 2009).

Valeurs réglementaires

Introduction

Documents

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542-75-6 -- 1,3-dichloropropène -- VGE
Publié le 12/11/2009