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Chlordane, pur (57-74-9)
Informations générales
Dernière vérification le 29/03/2024
Identification
Numero CAS
57-74-9
Nom scientifique (FR)
Chlordane, Pur
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
200-349-0
Code SANDRE
1132
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C10H6Cl8 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
ClC1CC2C(C1Cl)C3(Cl)C(=C(Cl)C2(Cl)C3(Cl)Cl)Cl
Classification CLP
Type de classification
Harmonisée
ATP insertion
CLP00
Description de la classification
Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP
H302
H312
H351
H400
H410
| Mention du danger - Code | H302 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Nocif en cas d'ingestion |
| Classe(s) de dangers | Toxicité aiguë |
| Libellé UE du danger | - |
| Mention du danger - Code | H312 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Nocif par contact cutané |
| Classe(s) de dangers | Toxicité aiguë |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H351 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Susceptible de provoquer le cancer (indiquer la voie d'exposition s'il est formellement prouvé qu'aucune autre voie d'exposition ne conduit au même danger) |
| Classe(s) de dangers | Cancerogénicité |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H400 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Très toxique pour les organismes aquatiques |
| Classe(s) de dangers | Danger pour le milieu aquatique |
| Libellé UE du danger | - |
| Mention du danger - Code | H410 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Très toxique pour les organismes aquatiques, entraîne des effets à long terme |
| Classe(s) de dangers | Danger pour le milieu aquatique |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
409.80 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
Volatilisation :
Les différentes constantes de Henry précitées laissent penser que la substance aura une légère tendance à se volatiliser. (Warner et al., 1987; Jantunen et Bidleman, 2006)
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Milieu sédiment eau douce
Adsorption :
Les valeurs de Koc (20000-76000 L.kg-1) indiquent que cette substance aura tendance à s'adsorber de façon importante sur les sédiments. (SRC, 1988; HSDB, 2011)
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Milieu terrestre
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Persistance
Biodégradabilité
Biodégradabilité :
Une étude de Tabak et al., 1981) montre une absence de biodégradation du chlordane après 28 jours d'incubation. En conditions aérobies dans le sol, des temps de demi-vie de biodégradation allant de 0.4 à 3.3 ans ont été estimés. (HSDB, 2011)
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Dégradabilité abiotique
Hydrolyse :
Le chlordane n'est pas susceptible d'être dégradé par hydrolyse (HSDB, 2011)
Photolyse :
Le chlordane est stable sous des conditions de lumière naturelle et n'est pas susceptible d'être dégradé par photolyse directe. Cependant, il est indiqué que la présence d'autres substances comme la benzophénone ou l'acétone augmenterait son taux de photodégradation (IPCS, 1998; HSDB, 2011)
Milieu eau douce
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Bioaccumulation
Organismes aquatiques
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Conclusion sur la bioaccumulation
Bioaccumulation/ Biomagnification :
HSDB (2011) rapporte des valeurs de BCF allant de
3311 à 19953 mesurées chez les poissons. Un BCF de 38019 a été mesuré chez Pimephales promelas après 32 jours d'exposition (Veith et al., 1979). Des BCF de 6309 et de 19953 ont été déterminés chez Cyprinodon variegatus pour des juvéniles et des adultes après 28 et 189 jours d'exposition respectivement (Parrish et al., 1978).
Chez les algues vertes, un BCF de 10232 a été
mesuré au bout de 24 h d'exposition au chlordane. Ces différentes valeurs de BCF suggèrent un fort potentiel de bioconcentration du chlordane dans les organismes aquatiques.
Un BCF de 38000 est utilisé dans la détermination des normes de qualité ce qui correspond à un BMF1 de 10 auquel s'ajoute un BMF2 de 10. (HSDB, 2011 Parrish et al., 1978; Veith et al., 1979)
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Valeurs accidentelles
Autres seuils accidentels
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Valeurs réglementaires
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Valeurs guides
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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.
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
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) Cette VTR a été déterminée par ATSDR, 1994
Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
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Autres valeurs des organismes reconnus
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
Evaluations existantes :
-
Effets endocriniens :
Le chlordane n'est pas cité dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004; E.C., 2007).
Dans le rapport d'étude de la DG ENV, le chlordane est cité dans la mise à jour de la liste prioritaire des perturbateurs endocriniens à faible tonnage (Petersen et al., 2007). Pour la santé humaine, cette substance fait partie des perturbateurs endocriniens de catégorie 1 (mise en évidence d'effets endocriniens sur organisme sain dans au moins une étude in vivo). Pour la faune sauvage, elle fait partie de la catégorie 2 (effets endocriniens potentiels).
Critères PBT / POP :
La substance remplit les critères PBT/vPvB mais n'a pas fait
l'objet d'une évaluation européenne(C.E., 2006). 1
La substance appartient à la catégorie des POP. Utilisation en tant que : ectoparasiticide local, insecticide, termiticide, termiticide dans les bâtiments et les barrages, termiticide sur les routes, additif dans les adhésifs pour contreplaqués (PNUE, 2001). 2
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) Allemagne : (ETOX, 20113)
- Critère de qualité des eaux de surface destinées à la consommation d'eau potable = 0.003 µg.L-1 Pays-Bas : (ETOX, 2011)
- Norme de qualité pour les eaux prélevées destinées à la consommation = 0.002 µg.L-1 en quantité dissoute (Maximum Permissible Concentration).
USA : (ETOX, 2011)
- Critère de qualité pour les organismes aquatiques eau douce = 0.0043 µg.L-1
- Critère de qualité pour les organismes aquatiques eau de mer = 0.004 µg.L-1
- Norme de qualité pour l'eau potable et la consommation de poisson = 0.0021 µg.L-1
- Norme de qualité pour la consommation de poisson et a protection de la santé = 0.0022 µg.L-1
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) (PNUE, 2001) sont des substances persistantes (aux dégradations biotiques et abiotiques), fortement bioaccumulables, et qui peuvent 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 tous les résultats des tests d'écotoxicité liés à la substance. Toutes les données présentées ont été étudiées par l'INERIS.
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.
ECOTOXICITE
ECOTOXICITE AQUATIQUE AIGUË
Le tableau ci-dessous répertorie les données d'écotoxicité aiguë.
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 puisqu'elles sont issues de sources fiables.
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
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 du 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 projet de document guide technique pour la détermination de normes de qualité environnementale (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.
Néanmoins, le facteur d'extrapolation appliqué pour déterminer la AA-QSmarine_eco doit prendre en compte les incertitudes additionnelles telles que la sous-représentation de taxons clefs et une diversité d'espèces plus complexe en milieu marin.
- 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 le chlordane, des données chroniques sont disponibles seulement pour deux niveaux trophiques. Aucune donnée valide n'est disponible sur les algues. Cependant, la substance étant un insecticide, les algues ne seront pas à priori pas les plus sensibles. La substance agira plutôt sur les invertébrés. D'après les données disponibles, l'espèce la plus sensible en aigu et en chronique est Neocaridina denticulata, un facteur de sécurité de 10 peut alors être appliqué à une NOEC dérivée de la LOEC (10-6 mg.L-1) (10% d'effet étant mesuré, sa valeur est divisée par deux) pour la détermination de la AA-QSwater_eco..
En ce qui concerne les organismes marins, des essais sont disponibles pour les poissons en aigu. Le jeu de données disponible ne permet pas de montrer une différence de sensibilité. En l'absence de taxon additionnel (mollusque, échinodermes, ...) et pour les mêmes raisons que lors du calcul de l'AA-QSwater_eco, la norme de qualité sera déterminée en appliquant un facteur de sécurité de 100 à une NOEC dérivée de la LOEC (10-6 mg.L-1) (10% d'effet étant mesuré, sa valeur est divisée par deux). AA-QSmarine_eco = 0.5*10-6/100 = 5.10-9 mg.L-1, soit
- 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).
On dispose de données aiguës pour deux niveaux trophiques (invertébrés et poissons), la plus faible étant celle sur Neocardina denticulata, LC50 (96 h) = 0.000127 mg.L-1 (mesurée par Huang et Chen, 2004). Par défaut, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MAC. Cependant le document guide pour la détermination de normes de qualité environnementale (E.C., 2011) prévoit que, pour les substances dont le mode d'action est bien connu (ici un insecticide) et pour lesquelles des données sont disponibles pour le taxon le plus sensible (ici les invertébrés), ce facteur puisse être diminué. Pour le chlordane, il est proposé d'abaisser ce facteur à 10 :
MAC = 0.0000127 mg.L-1 soit 0.0127 µg.L-1
De la même manière, pour le milieu marin, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MACmarine :
VALEUR GUIDE DE QUALITE POUR LE SEDIMENT (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).
Aucune information d'écotoxicité valide 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 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 le guide technique européen (E.C., 2011) 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 matières organiques que les couches profondes du sédiment.
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 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 = 500.8 -1900.8 m3/m3 .
Ainsi, on obtient:
QSsed wet weight = 0.019 • 0.073 µg/kg (poids humide)
La concentration correspondante en poids sec peut être estimée en tenant compte du facteur de conversion suivant:
Avec :
Fsolidesed : fraction volumique en solide dans le sédiment en [m3solide/m3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le 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 guide technique européen (E.C., 2011) est utilisée : 2500 kg.m-3 .
Pour le chlordane, 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 :
La concentration correspondante en poids sec est alors la suivante :
Le logKow de la substance étant supérieur à 5, un facteur additionnel de 10 est jugé nécessaire.
Ainsi :
QSsed wet weight = 0.0019 • 0.0073 µg/kg (poids humide) QSsed dry_weight = 0.005 • 0.019 µg.kg-1sed poids sec
QSsed-marin wet weight = 1.926.10-4 • 7.311.10-4 µg/kg (poids humide) QSsed-marin dry_weight= 5.008.10-4 • 1.901.10-3 µg.kg-1sed poids sec
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 toxique adsorbé et la fraction de toxique dissous 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 compris entre 20 000 et 76 000 L.kg-1 et un log Kow = 6.16, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment est recommandée par le document guide européen (E.C., 2011).
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 projet de guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (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 le chlordane, un facteur de 30 est appliqué sur la NOEC la plus faible de 1.1 mg.kg-1biota car la durée de l'essai est de 30 mois. 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 :
- 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 biota. 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 biota.
La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biota 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 BMF1 et BMF2, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le 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 le chlordane, un BCF de 38 000 et un BMF1 = BMF2 de 10 (cf. E.C., 2011) ont été retenus. On a donc :
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 :
- la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour.
- 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.
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 10 pour tenir compte de l'effet cancérogène 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 le chlordane, le calcul aboutit à :
Comme pour l'empoisonnement secondaire, la concentration correspondante :
- dans l'eau douce du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :
- dans l'eau marine du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :
Pour le chlordane, on obtient donc :
QSwater_hh food = 3.6 / (38 000 * 10) = 9.47.10-6 µg.L-1
QSmarine_hh food = 3.6 / (38 000 * 10 * 10) = 9.47.10-7 µg.L-1
NORME DE QUALITE POUR LA SANTE HUMAINE VIA L'EAU DE BOISSON (QSdw_hh)
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).
A titre de comparaison, la norme de qualité 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 0.6 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,
- Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 10 pour tenir compte de l'effet cancérogène de la substance,
- 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 le chlordane, on obtient :
La norme de qualité réglementaire dans l'eau de boisson fixée par la Directive 98/83/CE (C.E., 1998), est plus faible que la valeur calculée selon le guide technique (E.C., 2011), elle est donc proposée comme norme de qualité pour l'eau de boisson.
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Synthèse
PROPOSITION DE NORME DE QUALITE ENVIRONNEMENTALE (NQE)
La NQE est définie à partir de la valeur de la norme de qualité la plus protectrice parmi tous les compartiments étudiés.
Pour le chlordane, la norme de qualité pour l'eau douce et celle pour l'eau marine sont les valeurs les plus faibles pour l'ensemble des approches considérées et pour les compartiments considérés. La proposition de NQE pour le chlordane est donc la suivante :
Selon la méthodologie, pour les substances fortement hydrophobes (log Kow > 6) et donc fortement adsorbables, il est nécessaire de convertir la norme de qualité environnementale initialement exprimée en concentration dissoute pour l'exprimer en concentration totale conformément au guide technique européen (E.C., 2011).
Bibliographie
Archives
Dernière vérification le 29/03/2024
Documents
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