Identification

Numero CAS

7440-66-6

Nom scientifique (FR)

Zinc

Nom scientifique (EN)

Zinc

Autres dénominations scientifiques (FR)

poudre de zinc

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

zinc powder ; MERRILLITE ; zinek ; Zink ; cynk ; cinc

Code EC

231-175-3

Code SANDRE

1383

Numéro CIPAC

-

Formule chimique brute

\(\ce{ Zn }\)

Code InChlKey

HCHKCACWOHOZIP-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

[Zn]

Familles

Classification CLP

Type de classification

Harmonisée

ATP insertion

CLP00

Description de la classification

Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP

Mentions de danger
Mention du danger - Code 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 -
Fiche ECHA

Généralités

Poids moléculaire

65.38 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Densité 7.14 - ECB p.343
Pression de vapeur 31 Pa
à 450°C
ECB p.343
Point d'ébullition 907 °C INERIS (2005) p.69
Point de fusion 420 °C ECB p.343
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) -0.47 - Calcul US EPA (2011)
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Bibliographie

Matrices

Milieu eau douce

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage eau matière en suspension 110000 L.kg-1 ECB p.343
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Milieu sédiment eau douce

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage eau sédiment 73000 L.kg-1 ECB p.343
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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) 13.22 L.kg-1 Calcul US EPA (2011)
Coefficient de partage eau/sol 158 L.kg-1 ECB p.343
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Bioaccumulation

Organismes aquatiques

Le zinc est un métal essentiel, c’est à dire nécessaire en quantité généralement faible, à la vie d’un grand nombre d’organismes.

L’accumulation du zinc dans l’organisme est régulée pour de nombreuses espèces, par exemple chez les mollusques, les crustacés, les poissons et les mammifères.

Le zinc peut s’accumuler dans les organismes aquatiques, mais les valeurs de BCF décroissent lorsque l’on monte dans la chaîne trophique. Cela peut s’expliquer par une régulation plus importante dans les organismes “ supérieurs ”.

En conséquence, il semble que le potentiel de biomagnification soit faible.

Organismes aquatiques
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
Bioaccumulation BCF 3.162 - Calcul US EPA (2011)
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Organismes terrestres

Chez les mammifères en particulier, l’absorption et l’excrétion du zinc sont régulés afin de maintenir une teneur constante en zinc quel que soit le niveau d’exposition. En conséquence, le potentiel de bio-accumulation du zinc est faible chez les mammifères.

Le zinc est plus facilement mobile et disponible dans les sols légers (sous conditions oxydantes) et acides, et lorsque le sol a une faible capacité d’échange de cations.

La fraction de zinc liée aux oxydes de fer et de manganèse est la plus facilement assimilable par les plantes. Parmi les facteurs qui affectent la disponibilité du zinc dans les sols, les paramètres du sol, tels que la quantité totale de zinc, le pH, la matière organique, les sites d’adsorption, l’activité microbienne, l’humidité, jouent un rôle important (Alloway, 1995 ; Adriano, 1986). Il existe probablement une compétition avec les autres métaux mobiles sur les sites d’adsorption du zinc.

L’immobilisation du zinc a un impact important sur les déficiences dans les plantes. Cette rétention du zinc intervient dans les sols riches en Ca et P, dans les sols aérés contenant des composés sulfurés et dans les sols contenant de grandes quantités de minéraux saturés en Ca ou en hydroxydes. Le zinc présent dans les boues de station d'épuration, sous forme de complexes organiques est très mobile dans le sol et facilement biodisponible (Kabata-Pendias et Pendias, 1992). Cependant, une étude réalisée sur des plantations à différents temps d’incubation de boues (ZnSO4) sur le sol a montré que le zinc des boues devenait moins biodisponible avec le temps (Mortvedt et Giordano, 1975).

Généralement, une augmentation de la concentration en zinc dans le sol provoque une augmentation dans les tissus des plantes. Cette concentration est plus élevée pour les plantes matures recevant un traitement aux boues que pour les plantes ayant poussé sur un sol traité avant culture (Mortvedt et Giordano, 1975).

Henry et Harrison, 1992 (op cit Alloway, 1995) ont classé des légumes en fonction du taux d’absorption de Zn : laitue>carottes>tomates. Les formes de zinc absorbées par les plantes sont surtout le zinc hydraté et Zn2+, et aussi les formes complexées du zinc. Halvorsen et Lindsay, 1977 (op cit Kabata-Pendias et Pendias, 1992) ont trouvé que seulement Zn2+ était absorbé par les racines de plants de céréales. L’absorption de zinc par les plantes est plus faible par un traitement aux boues que pour une quantité équivalente de zinc apportée sous forme ZnSO4 en solution (Mortvedt et Giordano, 1975). La fraction de zinc liée à la matière organique pourrait expliquer sa forte mobilité dans les plantes.

Le zinc se concentre préférentiellement dans les feuilles matures de la plante. Dans les écosystèmes où le zinc est un polluant atmosphérique, il se concentre plutôt au sommet des plantes. Par contre, les plantes ayant poussé dans un sol contaminé par du zinc accumulent du métal dans les racines (Kabata-Pendias et Pendias, 1992).

Facteur de bioconcentration depuis le sol

Une étude rapportée dans la littérature porte sur une région minière des Etats Unis (Bingham Creek), où l'activité a démarré dans les années 1860 et sur la problématique de l'accumulation du zinc depuis le sol dans les radis, tomate, laitue et haricot vert (Cobb et al., 2000). Ces divers végétaux ont été cultivés, en serre, dans des pots, sur des sols aux teneurs en zinc différentes. Les sols utilisés correspondent à des mélanges de sols témoins (issus de la région) et de déchets issus de la mine (sol superficiel) avec différentes proportions de déchets dans les mélanges. Les végétaux ont été cultivés jusqu'à maturité sur les sols. Les sols ont globalement un contenu en matière organique de 1,1 % et un pH de 6,5. Les facteurs de bioconcentration du zinc dans les divers végétaux (partie comestible) en poids sec calculés à partir de la moyenne géométrique des concentrations relevées dans les végétaux et la moyenne géométrique des concentrations mesurées dans les sols sont présentés dans le tableau suivant.

Csol (ppm)

pH du sol

C choux (ppm)

(poids sec)

BCFchoux

(poids sec)

73,2 +/-3,2

(sol témoin)

5,7

18 +/- 3

0,24

831,7 +/- 41,8

5,5

446 +/- 67

0,54

498,3 +/- 24,4

4,3

424 +/- 78

0,85

444,5 +/- 3,7

5,2

148 +/- 26

0,33

385,7 +/- 28,9

7,0

26 +/- 4

0,067

335 +/- 2,2

5,7

171 +/- 22

0,51

236,4 +/- 1,9

6,6

31 +/- 8

0,13

148,1 +/- 0,3

6,4

18 +/- 4

0,12

369 (moyenne)

160 (moyenne)

0,35 (moyenne)

(Concentration dans le sol : sont indiquées les moyennes géométriques des concentrations et entre parenthèse l'étendue des valeurs.)

Une étude a été menée par Xian, 1989 sur sept sites pollués des alentours d'une fonderie de zinc, dont l'activité a démarré à la fin des années 1930, à Annaka au Japon. Les sols superficiels de ces 7 sites (plus celui d'un site témoin) ont été collectés et placés en pots, dans lesquels des choux ont été plantés. Pour chaque sol, trois répliquats ont été réalisés. Les pots ont été placés sous serre, la durée de culture a été de 90 jours. Avant analyse, les choux ont été lavés, les parties souterraines et aériennes séparées et séchées. Les facteurs de bioconcentration du zinc pour les choux (partie aérienne) déterminés à partir de cette étude sont présentés dans le tableau suivant.

 

Csol (ppm)

pH du sol

C choux (ppm)

(poids sec)

BCFchoux

(poids sec)

73,2 +/-3,2

(sol témoin)

5,7

18 +/- 3

0,24

831,7 +/- 41,8

5,5

446 +/- 67

0,54

498,3 +/- 24,4

4,3

424 +/- 78

0,85

444,5 +/- 3,7

5,2

148 +/- 26

0,33

385,7 +/- 28,9

7,0

26 +/- 4

0,067

335 +/- 2,2

5,7

171 +/- 22

0,51

236,4 +/- 1,9

6,6

31 +/- 8

0,13

148,1 +/- 0,3

6,4

18 +/- 4

0,12

369 (moyenne)

 

160 (moyenne)

0,35 (moyenne)

 

Une étude sur des sites pollués par l'activité minière a été réalisée en Grande Bretagne (Davies et White, 1981). Divers végétaux ont été cultivés dans des parcelles de ces sites. Les concentrations en zinc dans les sols varient de 254 à 4 981 ppm (moyenne : 1 438 ppm). Le pH des sols varie de 5,4 à 7,3. Avant analyse, les végétaux ont été lavés, séparés en différents compartiments (racine, feuille…) et séchés. Les facteurs de bioconcentration du zinc dans les divers végétaux (partie comestible) en poids sec calculés à partir de la moyenne des concentrations relevées dans les végétaux et la moyenne des concentrations mesurées dans les sols sont présentés dans le tableau suivant.

Végétaux

Concentration dans la plante en poids sec (mg/g)

BCF en poids sec (moyen) (-)

Carotte

89,6 (23,5-190,8)

0,0623

Choux de Bruxelles

86,0 (39,8 – 205,0)

0,0598

Oignon

246,0 (39,1 – 710,0)

0,171

Laitue

284,0 (55,3 – 530,0)

0,197

Une étude concernant les radis a été menée, au Pays de Galles dans une région ayant connu une activité minière depuis le milieu du XIX siècle (Davies et Roberts, 1975). Ces végétaux ont été cultivés dans 17 jardins dont le sol comporte du zinc suite à cette activité passée ; la déposition atmosphérique est considérée comme négligeable, et le zinc accumulé dans les plantes provient uniquement du sol. Il est à noter qu’après la récolte, le lavage des radis a été effectué avec de l’eau distillée. Parmi les échantillons mentionnés sont retenus les seize cultivés sur un sol au pH supérieur à 6. Les facteurs de bioconcentration du zinc pour le radis déterminés à partir de cette étude sont présentés dans le tableau suivant.

Concentration dans le sol (ppm)

Concentration dans le sol (ppm)

Concentration dans le sol (ppm)

189 - 741

1 142 – 2 219

3 758 – 9 064

C radis (ppm) (poids sec)

BCF radis

[mg.kg-1 sec de végétal] / [mg.kg-1 de sol]

C radis (ppm) (poids sec)

BCF radis

[mg.kg-1 sec de végétal] / [mg.kg-1 de sol]

C radis (ppm) (poids sec)

BCF radis

[mg.kg-1 sec de végétal] / [mg.kg-1 de sol]

127 - 1540

1,17

(0,474 – 2,30)

844 - 1 252

0,855_

(0,38 – 1,36)

1 750 – 2 078

0,467

(0,193 – 0,76)

Bibliographie

Introduction

L'ensemble des informations et des données toxicologiques provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (ATSDR, 1994, 2005 ; RIVM, 2001 ; US EPA, 1990, 1992, 1996, 2005 ; OMS IPCS, 2001 ; Santé Canada, 2019 ; INRS, 2020).

Le zinc est l'un des oligo-éléments les plus abondants chez l'homme. L’ion métallique, co-facteur de plus de 200 systèmes enzymatiques, est indispensable à de nombreuses fonctions telles que la croissance, le développement osseux et cérébral, la reproduction, le développement fœtal, le goût et l'odorat, les fonctions immunitaires et la cicatrisation des blessures. Les besoins nutritionnels moyen journaliers en zinc sont de 3,6 à 8,8 mg chez les enfants (1-14 ans), 9,9 et 11,8 mg chez respectivement les adolescentes et adolescents de 15 à 17 ans, 8,9 mg chez la femme et 11 mg chez l'homme (ANSES, 2021)(NAS/NRC, 1989). La Commission des Communautés Européennes recommande toutefois des niveaux journaliers plus faibles de: 9,5mg.j-1 et 7 mg.j-1 pour respectivement les hommes et les femmes (SCF, 1993; EFSA, 2006).

Toxicocinétique

Chez l'homme

Absorption

En milieu professionnel, l'exposition par inhalation peut être également importante. La voie cutanée reste marginale, d’ailleurs le zinc est utilisé dans certaines préparations cosmétiques.

Inhalation

Le taux d'absorption du zinc inhalé n'est pas connu mais dépend de la taille et de la solubilité des particules. Chez les salariés exposés aux fumées d’oxyde de zinc, les augmentations des concentrations sanguines et urinaires de zinc sont en faveur d’une absorption pulmonaire (RAR, 2008).

Voie orale

Chez l'homme, la pénétration du zinc dans l'organisme se fait principalement suite à une exposition par voie orale via la nourriture. Le taux d'absorption du zinc, pris en complément alimentaire, varie de 8 à 81 % et dépend de la quantité et de la qualité de la nourriture ingérée. Le phylate par exemple (présent dans le son des céréales) forme des complexes insolubles avec le zinc et limite son absorption (Kim et al., 2007 ; Santé Canada, 2018).

Des personnes non carencées en zinc absorbent environ 20 à 30 % du zinc présent dans les aliments, l’absorption étant plus largement facilitée (60 à 70 %) dans l’eau de boisson (Sandstrom et Abrahamsson, 1989 ; Knudsen et al., 1995 ; Hunt et al., 1998. Le taux d’absorption moyen chez l’humain serait d’environ 33 % (Roohani et al., 2013). Ce taux est augmenté en cas de carence (Johnson et al., 1988). Par ailleurs, la présence de protéines en facilite l'absorption (Hunt et al., 1991). L’absorption du zinc est concentration dépendante, avec un contrôle de type feed back, et a lieu au niveau de l’intestin grêle avec un maximum d’absorption au niveau du jejunum. Une partie est cependant absorbée au niveau du colon (Lee et coll 1989 ; Sandstrom et al 1986).

Voie cutanée

Aucune donnée relative à l’absorption sur la peau saine n’a été identifiée (ATSDR, 2005).

Distribution

Le zinc absorbé est transporté de façon active au niveau du plasma (Cousins, 1985). Il est en majorité (98 %) complexé à des ligands organiques ((Gordon et al., 1981) tels que l'albumine (60 à 85 %) ou certains acides-aminés ((Giroux et al., 1976). Sous cette forme, le zinc est facilement échangeable et peut se lier à diverses protéines tissulaires dont les métallothionéines dans le foie et les reins (Hess et al., 2007). Une faible partie du zinc circulant est piégée au niveau de l'2 macroglobuline (12 %) et ce complexe ne peut se dissocier qu'au niveau du foie (Henkin, 1974).

Le zinc se répartit largement dans tout l’organisme. Des niveaux élevés de zinc ont été mesurés principalement dans les os (30 %), les muscles (60 %), mais aussi au niveau du foie (5 %), du tractus gastro-intestinal et du pancréas (3 %), de la prostate, des poumons, du cœur, des reins, du cerveau, de la rétine,  de la peau et cheveux (8 %) (Schroeder et al., 1967 ; Forssen, 1972 ; Llobet et al., 1988a ; Bentley et Grubb, 1991 ; Wastney et al., 1986 ; Lowe et al., 2009).

Les niveaux en zinc peuvent varier considérablement d'un individu à l'autre (Forssen, 1972) et peuvent évoluer avec l'âge (Schroeder et al., 1967). Les concentrations érythrocytaires et urinaires en zinc sont significativement supérieures chez les sujets de 55 à 70 ans (p<0,05), par rapport à ceux de plus de 70 ans (Andriollo-Sanchez et al., 2005).

Le zinc diffuse lentement à travers le placenta : seulement 3 % du zinc maternel atteint le compartiment fœtal en 2 heures (Beer et al., 1992).

Métabolisme

Le zinc est présent dans le corps sous forme de cation divalent. Il n’est pas métabolisé. Il interagit de manière électrostatique avec les anions (carbonate, hydroxyde, oxalate) et avec les macromolécules chargées négativement telles que les protéines. Il peut également former des complexes chélatés solubles avec les acides aminés ou avec certains acides organiques.

Élimination

La voie d'élimination du zinc inhalé est peu connue. Une partie au moins est éliminée via les urines (Hamdi, 1969).

Le zinc ingéré est excrété principalement dans les fécès, et, dans une moindre mesure, dans les urines de l’ordre de 4 à 14 %, pouvant atteindre 25 % lors d’exposition à des fortes doses (Wastney et al., 1986; Kim et al.,2004; 2007). L’élimination urinaire est deux fois plus élevée chez les hommes que chez les femmes, de même que chez les enfants (Dlugaszek et al., 2011).

Selon les modèles cinétiques, l’élimination du zinc est biphasique : une phase initiale rapide avec une demi-vie chez l’humain de 10,2 ± 1,5 jour, et une phase plus lente avec une demi-vie de 376 ± 73,2 jours (Poddalgoda et al, 2019).

Une faible partie du zinc est également éliminée par la salive, les cheveux et la transpiration (Greger et Sickles, 1979 ; Rivlin, 1983).

Les nourrissons sont également exposés via le lait maternel (Rossowska et Nakamoto, 1992; Arbuckle et al., 2013)). Les concentrations de zinc dans le lait maternel sont plus élevées dans le colostrum et diminuent au cours de la lactation (Santé Canada, 2019).

Chez l'animal

Absorption

Inhalation

Les taux ou pourcentages d'absorption du zinc inhalé ne sont pas connus. Cependant, des données existent sur le pourcentage de rétention du zinc au niveau pulmonaire. Après inhalation de 3,5-9,1 mg Zn.m-3 sous forme d'oxyde durant 2-3 heures, les taux de rétention étaient de 19,8 % chez le cobaye, 11,5 % chez le rat et 4 % chez le lapin. Le diamètre moyen de l'aérosol de zinc était de l'ordre de 0,17 µm (Gordon et al., 1992). Le diamètre moyen de l'aérosol de zinc était de l'ordre de 0,17 µm (Gordon et al., 1992).

Voie orale

Par voie orale, le taux d'absorption du zinc radiomarqué était de 40 à 48 % chez des rats nourris avec un aliment contenant 0,81 mg Zn.kg-1 de nourriture, sous forme de chlorure ou de carbonate (Galvez-Morros et al., 1992).

L’absorption gastro-intestinale des formes hydrosolubles du zinc, sous forme ion zinc, est biphasique : une phase initiale rapide puis une phase saturable d’absorption plus lente (Davies, 1980 ; Gunshin et al., 1991).

Par ailleurs, il a été montré chez la souris que l’absorption chez l’adulte est plus faible que chez les souriceaux et animaux juvéniles (US EPA, 2005).

Voie cutanée

Diverses études ont montré que le zinc pouvait pénétrer par voie cutanée.

Le taux d'absorption du zinc radiomarqué (65Zn) sous forme de chlorure ou d'oxyde, a été estimé à 1,6-6,1 %, au niveau de l'épiderme dorsal de rat rasé mais intact (Hallmans et Liden, 1979). La pénétration était rapide : le maximum de radioactivité au niveau du sérum est apparu dans l'heure suivant l'application. Plus le pH de la solution de zinc était acide, meilleur était le taux d'absorption.

Ce rôle du pH a également été mis en évidence dans une étude sur le cobaye, pour lequel un taux de pénétration percutanée du chlorure de zinc de moins de 1 % a été montré en 5 heures d'application (entre 1 et 2 % pour le zinc en solution acide, pH = 1,8) (Skog et Wahlberg, 1964). Sur peau lésée, 12 % d'oxyde de zinc (0,25 mg Zn.cm-2) se sont retrouvés au niveau de la blessure pour 65 % de sulfate de zinc (0,066 mg Zn.cm-2), pour une application de 48 h. Ce dernier, plus soluble, serait transféré plus rapidement (dès 4 heures d'application) au niveau sanguin (Agren et al., 1991).

Distribution

Chez le chat, la teneur en zinc au niveau pulmonaire était maximale immédiatement après une exposition aiguë par inhalation à 12-61 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme d'oxyde durant 3 heures. Cette teneur s'est maintenue pendant 2 jours. Les niveaux dans le pancréas, le foie et les reins ont augmenté lentement (Drinker et Drinker, 1928).

La distribution du zinc est mieux documentée par voie orale. Chez le rat, 6 heures après administration unique de 0,1 µCi de 65Zn sous forme de chlorure, la radioactivité s'est retrouvée dans l'intestin grêle, suivi par les reins, le foie et le gros intestin. Des quantités plus faibles étaient présentes dans les poumons et la rate. Quatorze jours après l'administration, des niveaux élevés en radioactivité pouvaient être décelés dans les poils, les testicules, le foie et le gros intestin (Kossakowski et Grosicki, 1983).

Chez le rat, après absorption de 191 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme d'acétate durant trois mois, des teneurs élevées en zinc étaient détectées dans le cœur, le foie, la rate, les reins, les os et le sang (Llobet et al., 1988a). L'augmentation la plus importante se situait au niveau des os (258 %) et du sang (520 %).

Des teneurs élevées en zinc ont aussi été décelées dans les reins et le foie de souris recevant 76,9 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de sulfate (Schiffer et al., 1991) ou 38 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de nitrate (Cooke et al., 1990) durant environ 1 mois. Du zinc a également été mis en évidence dans la rétine et le sperme (Bentley et Grubb, 1991).

Métabolisme

Le zinc n’est pas métabolisé. Toutefois, l'analyse de la bile a montré que le zinc forme un complexe avec le glutathion réduit. Le traitement des animaux avec le diéthylmaléate, qui se conjugue au glutathion réduit et donc limite sa biodisponibilité, diminue l'excrétion biliaire de zinc. Ceci confirme qu'il existe une relation entre le zinc et le glutathion et suggère que le zinc est transféré du foie vers la bile par un processus glutathion dépendant.

Élimination

Comme chez l'homme, le zinc est éliminé essentiellement par les fèces. Chez le rat, entre 70 et 80 % de la dose ingérée sont excrétés dans les fèces (Davies et Roberts, 1975).(Davies et Nightingale, 1975). Il ne semble pas y avoir de différence dans l'élimination des différentes formes de zinc. Des rats recevant 2,65 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de chlorure, sulfate, phosphate ou citrate ont excrété 87 à 98 % des doses ingérées sur 4 jours (Seal et Heaton, 1983). Une étude a montré que le zinc était également excrété dans la bile des rats (Alexander et al., 1981).

Autre

​​​​​​Modèles toxicocinétiques : Aucun modèle n’a été développé pour le zinc aussi bien chez l’homme que chez l’animal.

Synthèse

Chez l’homme, le zinc est un oligo-élément abondant intervenant au niveau de la croissance, du développement osseux et cérébral, de la reproduction, du développement fœtal, du goût et de l’odorat, des fonctions immunitaires, de la cicatrisation. Il joue le rôle de co-facteur enzymatique. Il se distribue préférentiellement dans les os et les muscles squelettiques. Il passe la barrière placentaire et est également retrouvé dans le lait maternel. Le zinc est éliminé dans les fèces et dans une moindre mesure dans les urines.

Chez l’animal, les données confirment celles retrouvées chez l’homme.

Toxicité aiguë

Chez l'homme

Plusieurs cas de mortalité ont été rapportés dans la littérature chez des hommes exposés à des fumées riches en chlorure de zinc au cours de conflits armés dans des circonstances accidentelles (explosion de bombes) à des concentrations qui ont parfois été ponctuellement estimées à 33 000 mg de zinc.m-3), (Evans, 1945) (Milliken et al., 1963 ; Hjortso et al., 1988; Homma et al., 1992; Pettila et al., 2000)). Suite aux décès qui surviennent parfois plusieurs jours (25 à 32 jours) après l’exposition par détresse respiratoire, les autopsies ont révélé selon les sujets un œdème pulmonaire, une hémorragie sous-pleurale, une fibrose pulmonaire interstitielle et intra-alvéolaire, ainsi qu'une occlusion des artérioles pulmonaires, des lésions emphysémateuses et une nécrose.

Dans des conditions non léthales (concentrations de chlorure de zinc non précisée), les soldats ont présenté une atteinte de la fonction respiratoire caractérisée par des diminutions statistiquement significatives de la capacité de diffusion pulmonaire du CO une semaine après l’exposition et de la capacité pulmonaire totale 2 et 4 semaines après l’arrêt de l’exposition (Zerahn et al., 1999). Les niveaux plasmatiques en fibrogène se sont révélés élevés pendant toute la durée du suivi de 1 à 8 semaines post-exposition. Ces observations ont été confirmées dans une étude de cohorte rétrospective réalisée à partir du suivi de 20 soldats également exposés à des fumées de bombes fumigènes (présence concomitante d’oxydes de zinc, de fer et d’aluminium, d’hexachloroéthane) (Hsu et al., 2005). Les scanners et les tests de la fonction pulmonaire réalisés entre 3 et 21 jours après l’exposition rapportent des opacités du parenchyme pulmonaire plus ou moins diffuses, associées à une baisse générale de la fonction pulmonaire (capacité vitale forcée, capacité totale) et trouble des échanges gazeux (capacité de diffusion du monoxyde de carbone).

La poudre de stéarate de zinc a été à l'origine d'inflammations pulmonaires qui se sont révélées létales chez des enfants (BIBRA, 1989). Toutefois, il n’a pas été déterminé si ces effets ont été causés par le stéarate de zinc en lui-même ou par la grande quantité de poussière inhalée (Walsh et al., 1994).

En milieu professionnel, certaines opérations très spécifiques se déroulant à hautes températures, comme le découpage ou la soudure d'acier galvanisé, peuvent conduire à la formation de fumées contenant des particules ultrafines d'oxyde de zinc (< 0,1 µm de diamètre). L'exposition à ces fumées peut causer ce que l'on appelle la "fièvre des fondeurs", caractérisée par les symptômes suivants : gorge sèche et douloureuse, toux, dyspnée, fièvre, douleurs musculaires, céphalée et goût métallique dans la bouche (Heydon et Kagan, 1990 ; Gordon et al., 1992). Des effets cardiaques (Mueller et Seger, 1985) et gastro-intestinaux (NIOSH, 1975) peuvent également être associés à l'exposition à ces fumées. A noter que la fièvre des fondeurs qui ne concerne pas l'industrie de production et d'utilisation de l'oxyde de zinc de grade commercial, devient rare à l'heure actuelle (Marquart et al., 1989).

Quatre volontaires exposés à 5 mg.m-3 de particules d'oxyde de zinc durant 4 h ont développé les symptômes typiques de la fièvre des fondeurs, 4 à 8 h après l'exposition. Ces symptômes ont disparu dans les 24 h (Gordon et al., 1992). Une autre étude rapporte également des symptômes pour une exposition de 2 h à 5 mg.m-3 de particules d'oxyde de zinc (Fine et al., 1997). En revanche, une exposition de 6-8 h à la fumée d'oxyde de zinc (0,34 mg Zn.m-3) ou de 2 h à 0,5 mg.m3 de particules fines ou ultrafines d’oxyde de zinc n'a provoqué aucun des symptômes en relation avec la fièvre des fondeurs (Marquart et al., 1989; Martin et al., 1999; Beckett et al., 2005). A l’état de particules nanométriques, des effets inflammatoires sanguin (protéine C réactives, neutrophiles) ont été observés à partir d’une exposition de 4 h à 1 mg.m3 de ZnO chez des volontaires sains exposés en double aveugle (Monsé et al., 2018).

Par voie orale, un adolescent de 16 ans ayant ingéré 12 g de zinc métal en deux jours (144 mg.kg-1 le premier jour puis 57 mg.kg-1 le second), a présenté les symptômes suivants : vertige, léthargie, difficulté à marcher et à écrire mais pas de lésions gastro-intestinales (Murphy, 1970).

Il a été montré que l'ingestion de sulfate de zinc pouvait induire des désordres gastro-intestinaux à la dose de 2 mg Zn2+.kg-1 (Moore, 1978 ; Samman et Roberts, 1987).

L'oxyde, le sulfate et le stéarate de zinc ne sont pas irritants. A noter que certaines préparations pharmaceutiques (collyres, crèmes…) et cosmétiques (déodorants, ombres à paupières…) contiennent des composés du zinc à des concentrations allant jusqu'à 50 %.

Chez l’homme, l’exposition accidentelle à des fumées chargées en chlorure de zinc ou à des formes pulvérulentes de stéarate de zinc ou d’oxyde de zinc conduit au décès par détresse respiratoire. Des effets cardiaques et gastro-intestinaux peuvent également être observés pour des expositions à l’oxyde de zinc. Des effets d’ordre neurologique ont été observés après exposition accidentelle par voie orale de zinc métal.

Chez l'animal

De nombreuses études ont été réalisées, elles sont regroupées dans les tableaux suivants (d'après ATSDR, 1994 et CE, 1999).

CL50 pour le zinc et ses principaux composés.

Substance chimique

Voie d'exposition

CL50

(g Zn.m-3)

Espèce

Durée de l'exposition

Zn poudre

Inhalation

> 5,41

Rat

4 h

Chlorure de zinc

ZnCl2

Inhalation

= 1,975 ZnCl2

(= 0,947)

Rat

10 min

Oxyde de zinc

ZnO

Inhalation

2,5 ZnO (2)

> 5,7 ZnO (4,6)

Souris

Rat

Inconnue

4 h

Stéarate de zinc Zn(C18H35O2)2

Inhalation

200  stéarate Zn

(20,7)

Rat

1 h

Comme chez l'homme, les composés du zinc inhalés ont pour organe cible principal le système respiratoire.

Le chlorure de zinc apparaît toxique par inhalation : des rats, exposés au chlorure de zinc par voie intratrachéale à des doses allant jusqu'à 5 mg ZnCl2.kg-1, ont présenté des œdèmes intra-alvéolaires de façon dose dépendante. La dose de 0,5 mg ZnCl2.kg-1 est un NOAEL pour cet effet (Richards et al., 1989).

L'oxyde de zinc est moins corrosif pour les muqueuses du nasopharynx et du tractus respiratoire. Une altération légère de la fonction pulmonaire a cependant été observée chez des cobayes exposés à 7,8 mg ZnO.m-3 durant 3 h (Lam et al., 1982) ou 0,9 mg ZnO.m-3 durant 1 h (Amdur et al., 1982).

De nombreuses études ont été réalisées, elles sont regroupées dans les tableaux suivants (d'après ATSDR, 1994 et CE, 1999).

DL50 voie orale pour le zinc et ses principaux composés.

Substance chimique

Voie d'exposition

DL50

Espèce

Zn poudre

Orale

> 2 g Zn.kg-1

Rat

Chlorure de zinc

ZnCl2

Orale

1,26 g ZnCl2.kg-1 (0,61 g Zn.kg-1)

1,1 g ZnCl2.kg-1 (0,53 g Zn.kg-1)

Souris

Rat

Oxyde de zinc

ZnO

Orale

> 7,95 g ZnO.kg-1 (> 6,39 g Zn.kg-1)

> de 5  à 15 g ZnO.kg-1 (> 4 à 12 g Zn.kg-1)

Souris

Rat

Phosphate de zinc

Zn3(PO4)2, 2-4 H2O

Orale

> 5 g phosphate Zn.kg-1*

Rat

Sulfate de zinc

ZnSO4, 2-7 H2O

Orale

0,926 à 1,891* g sulfate Zn.kg-1 (0,337 g Zn.kg-1)

0,920* à

2,949* g sulfate Zn.kg-1*

Souris

Rat

Stéarate de zinc Zn(C18H35O2)2

Orale

> 5 g stéarate Zn.kg-1 (> 0,5 g Zn.kg-1)

Rat

Acétate de zinc

Orale

0,086 g Zn.kg-1

0,237 g Zn.kg-1

Souris

Rat

Nitrate de zinc

Orale

0,204 g Zn.kg-1

0,293 g Zn.kg-1

Souris

Rat

* Type de composé (di, tétra ou heptahydraté) non précisé.

En général, les souris apparaissent plus sensibles que les rats lors de l'exposition par voie orale. Les composés peuvent être classés par ordre croissant de toxicité :

De nombreuses études ont été réalisées, elles sont regroupées dans les tableaux suivants (d'après ATSDR, 1994 et CE, 1999).

DL50 voie cutanée pour le zinc et ses principaux composés.

Substance chimique

Voie d'exposition

DL50

Espèce

Sulfate de zinc ZnSO4, 7 H2O

Cutanée

2 g sulfate Zn.kg-1

(> 0,46 g Zn/kg)

Rat

Stéarate de zinc (C17H35COO)2Zn

Cutanée

2 g stéarate Zn.kg-1

(> 0,21 g Zn.kg-1)

Lapin

L'application sur la peau de 1 mg ZnCl2.cm-2 (0,48 mg Zn2+.cm-2) a causé des brûlures chez les souris et les lapins (Lansdown, 1991). Le chlorure de zinc est classé comme corrosif par la Commission Européenne, cet effet n’étant pas lié à celui du zinc mais à celui de l’ion chloré.  

L'oxyde, le sulfate et le stéarate de zinc ne sont pas classés irritants.

Chez l’animal, le chlorure de zinc est l’espèce chimique la plus corrosive par inhalation, suivi par l’oxyde de zinc, avec pour organe cible principal le système respiratoire. Par voie orale, l’acétate et le nitrate de zinc présentent une plus faible toxicité que le zinc métal, l’oxyde, le stéarate et le phosphate de zinc. Par voie cutanée, les différents sels de zinc sont peu toxiques à l’exception du chlorure de zinc qui s’avère corrosif.

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Chez l'homme

Peu d’informations sur la toxicité à long terme du zinc par inhalation sont disponibles. Il a été rapporté que des travailleurs dans la métallurgie présentaient une fréquence plus élevée de problèmes gastro-intestinaux. Sur 15 travailleurs ayant entre 7 et 20 ans d'expérience, 12 avaient fréquemment des douleurs abdominales ou épigastriques, des nausées, des vomissements, des ulcères et des épisodes de constipation. Toutefois, ces individus avaient pu être exposés à d'autres composés chimiques (arsenic, sulfure d'hydrogène) (McCord et al., 1926) et on ne peut exclure une contribution de la voie orale par ingestion partielle du zinc inhalé (notamment des grosses particules qui vont être piégées dans la sphère oro-faciale).

Par contre, 24 travailleurs, ayant été exposés entre 2 et 35,5 ans à des concentrations inférieures à 130 mg Zn.m-3 sous forme métal, sulfure et oxyde, ne présentaient qu'un léger trouble digestif. Aucun effet hépatique ou rénal n'a été décelé chez des travailleurs exposés durant plusieurs années au zinc (Batchelor et al., 1926 ; Hamdi, 1969).

Par voie orale, des crampes d'estomac, des nausées et des vomissements ont été observés chez des volontaires ayant ingéré du sulfate de zinc en tablette (2 mg Zn.kg-1.j-1) durant 6 semaines (étude en double aveugle) (Samman et Roberts, 1987). L'ingestion d'oxyde de zinc a également été associée à de tels symptômes (Callender et Gentzkow, 1937). De nombreux cas d'anémie ont été décrits chez des personnes supplémentées en zinc durant de longues périodes (1 à 8 ans) ((Porter et al., 1977 ; Patterson et al., 1985 ; Hale et al., 1988 ; Hoffman et al., 1988 ; Broun et al., 1990 ; Gyorffy et Chan, 1992)). Une exposition à 2 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de sulfate a également induit une anémie (Hoffman et al., 1988).

Une diminution de l'hématocrite, de la ferritine sérique (p<0,05) et de l'activité de la superoxyde dismutase (SOD)[1] érythrocytaire (p<0,05) a été notée chez 18 femmes volontaires sains (âgées de 25 à 40 ans) ayant reçu 50 mg Zn.j-1 sous forme de gluconate durant 10 semaines par comparaison aux valeurs obtenues dans le même groupe de femmes avant la prise de supplément en zinc (Yadrick et al., 1989). A noter que les effets du zinc sur l’hématocrite et la ferritine sérique ont significativement été altérés dès la 6e semaine de traitement (dosages intermédiaires). Lorsque les analyses ont été réalisées pour chaque individu (différences intra-individuelles) et non entre groupes, seule la diminution de la ferritine (8,4 µg.L-1) avant et après la prise de supplément en zinc est restée significative.

Des volontaires sains (sexe masculin) ont également été supplémentés avec du gluconate de zinc à la dose de 0 ou 25 mg deux fois par semaine pendant 6 semaines ce qui correspond à une dose journalière de 0,94 mg.kg-1.j-1 (Fischer et al., 1984). Dans cette étude, une diminution de l’activité SOD érythrocytaire a été mesurée à 4 semaines, statistiquement significative (p<0,05) à 6 semaines par comparaison avec les témoins. Une autre étude a été menée chez des femmes post-ménopausées supplémentées en zinc et en cuivre pendant une période de 200 jours (Davis et al., 2000 ; Milne et al., 2001). Au cours de cette étude les sujets ont été nourris avec une nourriture équilibrée contenant 0,6 mg Cu et 3 mg de Zn par jour. Pendant les 10 premiers jours, tous les sujets ont reçu une dose de 1,4 mg Cu par et de 6 mg de Zn par jour soit au total une dose de 2 mg Cu par et 9 mg de Zn par jour. Les sujets ont alors été séparés en deux groupes : un groupe (noté groupe 1) de 12 sujets dont la nourriture de base a été supplémentée avec 0,4 mg Cu par jour (soit une dose totale de cuivre de 1,0 mg par jour) et un autre groupe (noté groupe 2) de 13 sujets dont la nourriture de base a été supplémentée avec 2,4 mg Cu par jour (soit une dose totale de cuivre de 3,0 mg par jour). Les groupes 1 et 2 n’ont pas été supplémentés en zinc au cours des 90 premiers jours mais l’ont été au cours des 90 jours suivants à raison d’une dose de 50 mg Zn par jour soit une dose totale de zinc de 53 mg par jour. La supplémentation en zinc entraine une diminution non statistiquement significative SOD érythrocytaire. L’activité glutathion peroxydase érythrocytaire est augmentée pour un faible apport en zinc et diminuée lors d’un fort apport en zinc.

Cependant, certaines études ne retrouvent pas ces effets. Ainsi, 14 patients souffrants d’ulcères ont été supplémentés avec 600 mg.kg-1.j-1 de zinc sous forme de sulfate ou de lactate pendant 4 mois (Brewer et al., 1967).

Le zinc joue un rôle dans le développement et le maintien de l'intégrité du système immunitaire. Chez les personnes de plus de 60 ans présentant souvent une déficience en zinc, l’apport de zinc contribue à restaurer les fonctions du système immunitaire, en particulier chez les sujets présentant un polymorphisme particulier de l’IL-6 (Mocchegiani et al., 2013). Cependant des doses trop élevées en zinc altèrent les réponses immunes et inflammatoires. Onze volontaires ayant ingéré du sulfate de zinc durant 6 semaines à raison de 4,3 mg Zn.kg-1.j-1 ont présenté des altérations fonctionnelles des lymphocytes et des polynucléaires sanguins (Chandra, 1984). De même, il a été observé une augmentation statistiquement significative des marqueurs plasmatiques de la lipoperoxydation et des oxydation de l’ADN chez des individus supplémentés quotidiennement avec 45 mg de zinc sous forme de gluconate de zinc pendant 8 semaines (Prasad et al., 2004).

En revanche aucun effet sur le système immunitaire (taux circulants de leucocytes et sous-populations de lymphocytes) n’a été rapportée chez 19 volontaires sains soumis à un régime supplémenté en zinc de 30 mg Zn par jour sous forme de zinc chélaté par la glycine pendant 14 semaines, suivi par un apport en cuivre de 3 mg par jour pendant 8 semaines supplémentaires (Bonham et al., 2003a, b). A noter que le groupe traité comme le groupe témoin (19 sujets également) ont reçu une dose journalière de base de 10 mg de Zn par jour dans l’alimentation. Les auteurs n’ont également pas observé d’effet du traitement sur le statut en cuivre, déterminé à partir des dosages des activités de la céruloplasmine oxydase, de la concentration sérique de céruloplasmine (protéine) et SOD (protéine) sur sang total, tous les dosages de l’étude étant réalisés à 2, 14, 16, 18 et 22 semaines. 

 

[1] SOD érythrocytaire : enzyme anti-oxydante à cuivre-zinc qui reflète la teneur en cuivre

Nous ne disposons pas de données par voie cutanée.

Chez l’homme, peu d’informations sont disponibles pour la toxicité chronique par inhalation. Par voie orale, l’exposition au sulfate de zinc et à l’oxyde de zinc conduit à des nausées et vomissements. Des effets hématologiques ont également été observés (diminution de l’hématocrite, diminution de la ferritine sérique…) pour des expositions à du gluconate de zinc. Des expositions à des doses élevées de sulfate de zinc conduisent également à des effets immunitaires (altérations fonctionnelles des lymphocytes et des polynucléaires sanguins).

Chez l'animal

Des lésions de l'appareil respiratoire (alvéolite, emphysème, infiltration macrophagique, fibrose) ont été observées chez des cobayes après exposition au chlorure de zinc à la dose de 199 mg Zn.m-3 durant 3 semaines (Marrs et al., 1988). Treize mois après une exposition chronique (20 mois) au chlorure de zinc, les rats et les souris ayant été exposés à 121,7 mg Zn.m-3 présentaient un taux élevé de macrophages dans les poumons (Marrs et al., 1988).

Par voie orale, le zinc induit des effets aux niveaux gastro-intestinal et sanguin. Des hémorragies intestinales ont été observées chez des furets ayant ingéré  390 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme d'oxyde durant 2 semaines (Straube et al., 1980). La dose de 195 mg.kg-1.j-1 est un NOAEL pour cet effet. Des souris et des rats recevant une nourriture contenant jusqu’à ’30 000 mg de sulfate de zinc.kg-1 d'aliment durant 13 semaines (dose estimée 1 107 mg Zn.kg-1 poids corporel.j-1) ont présenté des ulcérations stomacales et lésions histologiques. Aucune lésion n'a été notée à la dose de 104 mg Zn.kg-1.j-1 chez la souris et 85 mg Zn.kg-1.j-1 chez le rat (soit 3 000 mg de sulfate de zinc .kg-1 d'aliment) (Maita et al., 1981).

Une diminution des taux d'hémoglobine, de l'hématocrite, du nombre d'hématies et/ou de leucocytes a été observée après ingestion de composés du zinc chez le rat (Smith et Larson, 1946 ; Maita et al., 1981), la souris (Walters et Roe, 1965 ; Maita et al., 1981), le lapin (Bentley etand Grubb, 1991), le chien (Meurs et al., 1991 ; Robinson et al., 1991) et le furet (Straube et al., 1980).

Des lésions rénales ont également été observées après ingestion de sulfate de zinc à la dose de 1 100 mg Zn.kg-1.j-1 durant 13 semaines chez la souris (Maita et al., 1981), d'oxyde de zinc à la dose de  195 mg Zn.kg-1.j-1 durant 7 à 97 jours chez le furet (Straube et al., 1980) ou d'acétate de zinc à la dose de 191 mg Zn.kg-1.j-1 durant 3 mois chez le rat (Llobet et al., 1988a1988).

Des anomalies au niveau du pancréas (altération des îlots cellulaires, nécrose, métaplasie, fibrose, pancréatite) ont été notées après ingestion de zinc chez le rat (sulfate de zinc à 0,56 g Zn.kg-1.j-1 durant 13 semaines) (Maita et al., 1981), la souris (sulfate de zinc à 0,07 g.kg-1.j-1 durant 4-14 mois) (Aughey et al., 1977 ; ) (sulfate de zinc à 1,1 g Zn .kg-1.j-1 durant 13 semaines) (Maita et al., 1981), le chat (oxyde de zinc) (Drinker et al., 1927), le furet (oxyde de zinc à 0,39 g Zn.kg-1 durant 97 jours) (Straube et al., 1980). Une atrophie du pancréas a également été rapportée dans une étude de toxicité chronique chez le rat exposé à la plus forte dose de 500 ppm de carbonate de zinc (soit 17,6 et 19,9 mg Zn.kg-1.j-1 respectivement chez les mâles et les femelles) avec des taux d’incidence de 13/48 chez les mâles (p<0,01) (3/49 groupe témoin) et 10/19 chez les femelles (p<0,05) (2/50 groupe témoin) (NTP, 2019).  

Très peu d’études ont cherché à évaluer les effets du zinc sur le système nerveux. Une étude chez la souris exposée en post-natal à une dose de 0,5 mg.Zn.kg-1.j-1 sous forme d’acétate de zinc pendant 28 jours ne présente pas d’altération de la formation de la mémoire mais une diminution graduelle de la capacité d’apprentissage tout au long de l’étude (Oliveira et al., 2001).

Nous ne disposons pas de données par cette voie.

Chez l’animal, lors d’exposition par inhalation, les altérations sont essentiellement pulmonaires (alvéolite, emphysème, infiltration macrophagique, fibrose). Les principaux effets d’une exposition au zinc par voie orale sont des effets gastro-intestinaux (hémorragies intestinales, ulcérations stomacales) et sanguin (diminution des taux d'hémoglobine, de l'hématocrite, du nombre d'hématies et/ou de leucocytes). Des lésions rénales et des anomalies du pancréas (non néoplasiques) sont également rapportées.

Effets cancérigènes

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE plusieurs dérivés : Non classé 2004
US EPA Zinc et dérivés : Classe D: Informations inadéquates pour évaluer le potentiel cancérogène 1991
IARC non évalué
Chez l'homme

Deux études réalisées en milieu professionnel et correspondant à des expositions par inhalation, n'ont pas montré d'augmentation significative de l'incidence des cancers en relation avec l'exposition au zinc.

Une étude de cohorte sur 4 802 travailleurs employés entre 1940 et 1975 dans 9 raffineries de zinc et de cuivre a montré un taux de mortalité légèrement réduit chez les 1 247 travailleurs exposés au zinc seul (978) ou en combinaison avec le cuivre (269). Aucun lien n'a pu être établi entre la mortalité par cancer et l'exposition au zinc (Logue et al., 1982).

Neuberger et Hollowell, 1982 ont étudié la relation entre un excès de mortalité par cancer pulmonaire et le fait de résider dans une zone d'exploitation minière du fer et du zinc. Les taux de mortalité corrigés ont été comparés aux taux nationaux. L'analyse a montré que la mortalité par cancer pulmonaire était élevée dans la région mais aucune association n'a pu être établie avec l'exposition à des niveaux environnementaux en fer ou zinc.

Dans une étude portant sur l’occurrence du cancer de la prostate au sein d’une cohorte de 46 974 hommes aux Etats Unis suivis entre 1986 et 2000, 2 901 cas de cancers de la prostate ont été identifiés dont 434 à un stade avancé (Leitzmann et al., 2003). Il a été montré que les hommes supplémentés en zinc à des doses quotidiennes supérieures à 100 mg, présentaient une probabilité supérieure d’avoir un cancer à un stade avancé (RR de 2,37 [1,42 – 3,95]), avec néanmoins un lien possible avec le calcium qui ne peut être écarté. A l’inverse, une baisse significative du zinc plasmatique (6,57 ± 3,3 µg.L-1) a été rapportée chez les individus qui développent un cancer cutané de la tête et du cou par comparaison à un groupe témoin (Mellow et al., 1983).

Une méta-analyse basée sur l’examen de 19 études épidémiologiques n’a pas pu établir d’associations entre les apports en zinc et les cancers de l’estomac, de l’œsophage ou le cancer colorectal (Li et al., 2014).   

Aucune donnée n’a été identifiée.

Chez l’homme, l’exposition par inhalation n’affecte pas l’incidence des cancers, les effets par voie orale restent très controversés.

Chez l'animal

Des souris femelles, exposées à un mélange de vapeurs d'oxyde de zinc et d'hexachloroéthane à la dose de 121,7 mg Zn.m-3 durant 20 semaines, ont présenté une augmentation significative de l'incidence des carcinomes alvéolaires (30 % contre 8 % chez les témoins), 13 semaines après la fin de l'exposition. Aucune augmentation n'a été notée chez les souris exposées à 1 - 1,3 - 12,8 mg Zn.m-3. En revanche, des rats et des cobayes exposés aux différentes doses en co-exposition n'ont pas développé de cancers particuliers (Marrs et al., 1988). Un certain nombre de facteurs limite la portée de cette étude, notamment la présence de plusieurs composés dans la fumée pouvant avoir un potentiel cancérigène (comme le tétrachlorure de carbone potentiellement également présent), l'utilisation d'animaux femelles uniquement et la faible durée de l'exposition (20 semaines) (ATSDR, 1994).

Par voie orale, l'incidence de diverses tumeurs (hépatome, lymphome, adénome pulmonaire, hyperplasie de l'épithélium pulmonaire) n'a pas été augmentée chez des souris exposées à 1 000 ou 5  000 ppm de sulfate de zinc dans l'eau de boisson (environ 200 et 1 000 mg Zn.kg-1.j-1) durant 45-53 semaines (Walters et Roe, 1965). Cette étude est cependant limitée en l'absence de précisions concernant le sexe et l'âge des animaux, le nombre total d'animaux par lot, la pureté du sulfate de zinc utilisé. Les taux de survie dans les différents lots (y compris les témoins) étaient faibles, ce qui diminue la sensibilité de l'étude.

Aucun effet néoplasique n’est rapporté dans une étude où des rats Sprague Dawley mâles et femelles ont été exposés dans l’alimentation au carbonate de zinc pendant 2 ans à des doses de 3,5 – 7 ppm (régime carencé soit  0,1 et 0,3 mg Zn.kg-1.j-1 ), 38 ppm (groupe témoin correspondant 1,4 mg zinc.kg-1.j-1), 250 – 500 ppm (excès de zinc, soit 8,7 et 17,6 mg Zn.kg-1.j-1 ) (NTP, 2019). Seule une augmentation non significative de l’incidence des adénomes du pancréas a été rapportée chez les mâles carencés en zinc (21/50 et 19/48), versus 11/49 dans le lot témoin.

Le taux de croissance et la fréquence des tumeurs transplantées ou induites chimiquement sont toutefois influencés par la quantité de zinc apportée dans l'alimentation. Des études chez les rongeurs suggèrent que la croissance tumorale est retardée en cas de déficience en zinc et qu'une quantité importante de zinc ingérée peut agir comme promoteur. Ces effets peuvent s'expliquer par le fait que le zinc est nécessaire pour la synthèse d'ADN et la réplication cellulaire (Deknudt et Gerber, 1979 ; Leonard et al., 1986).

Aucune donnée n’a été identifiée.

Chez l’animal, une augmentation de l’incidence des carcinomes alvéolaires a été observée chez la souris lors de l’exposition par inhalation à l’oxyde de zinc en co-exposition (fumée). Aucun effet cancérogène n’a été montré chez les animaux exposés au zinc par voie orale.

Effets génotoxiques

Généralités

Les études de génotoxicité menées au moyen d’une batterie de tests n’ont pas mis en évidence d’effet mutagène. En revanche, un faible pouvoir génotoxique a été détecté lors de l’exposition au zinc (ATSDR, 2005).

Chez l'homme

A notre connaissance, il n’existe pas de donnée disponible chez l’homme.

Chez l'animal

Si certaines études n’ont pas observé d’effet mutagène par le test de dominance léthale chez la souris (Vilkina et al., 1978), d’autres rapportent des effets génotoxiques lors d’études in vivo.

Ainsi des aberrations chromosomiques ont été observées sur cellule de moelle osseuse après une exposition in vivo au zinc (Vilkina et al., 1978). Ces effets sont observés chez des rats exposés à 14,8 mg.kg-1.j-1 de zinc administré sous forme de chlorate de zinc via l’eau de boisson (Kowalska-Wochna et al., 1988), et chez les souris exposées à l’oxyde de zinc par inhalation (Voroshilin et al., 1978). Des aberrations chromosomiques induites par le zinc sont observées dans la moelle osseuse chez les souris soumise à un faible taux de calcium dans la nourriture (Deknudt et Gerber, 1979). Le calcium est probablement déplacé par le zinc dans des conditions de déplétion en calcium, ce qui conduit à des cassures de chromosomes et/ou des interférences avec les processus de réparation (Deknudt et Gerber, 1979).

Des cassures simples brins, mesurées par le test des Comètes, sont également induites chez la souris lors d’expositions au zinc (Banu et al., 2001). Une augmentation de l’incidence des échanges de chromatides sœurs a été observée dans les cellules de moelle osseuse chez les rats exposés à 17,5 mg.kg-1.j-1 sous forme de chlorate dans les eaux de boisson (Kowalska-Wochna et al., 1988).

Chez les rats exposés jusqu’à 12 mois à des doses de 0,1 à 19,9 mg Zn.kg-1.j-1 administré sous forme de chlorate de zinc via l’alimentation et balayant un manque ou excès de zinc, les résultats  aux tests des micronoyaux réalisés sur érythrocytes se sont révélés négatifs (NTP, 2019). En revanche, des lésions à l’ADN ont été rapportés (tests des comètes) à la fois sur les leucocytes chez les mâles et femelles des lots carencés en zinc (9 et 12 mois), ainsi que dans le lot ayant reçu la plus forte dose de zinc (12 mois), et sur les cellules épithéliales aussi bien chez les rats carencés ou les plus fortement exposés au zinc (NTP, 2019).    

In vitro

Des expositions au sulfate de zinc ou au chlorure de zinc n’induisent pas d’augmentation de la fréquence des mutations chez les bactéries ou les cellules de mammifères en culture (Amacher et Paillet, 1980 ; Gocke et al., 1981 ; Marzin et Phi, 1985 ; Nishioka, 1975 ; Thompson et al., 1989 ; Venitt et Levy, 1974 ; Wong, 1988).

Le zinc et ses dérivés ne sont pas mutagènes, des études menées in vivo semblent montrer un faible pouvoir génotoxique qui ne suffit pas pour justifier une classification par l’Union Européenne.

Effets sur la reproduction

Chez l'homme

Aucune donnée n'est disponible concernant la toxicité du zinc inhalé ou administré par voie orale sur la reproduction et le développement humain (ATSDR, 1994).

Chez l'animal

Peu de données sont disponibles concernant les effets du zinc inhalé sur la reproduction chez l'animal. L'exposition de rats, souris et cobayes à des vapeurs de chlorure de zinc (et à d'autres composés) durant 20 semaines à des doses allant jusqu'à 121,7 mg Zn.m-3, n'a pas induit d'altérations au niveau des glandes mammaires, des ovaires, des trompes de Fallope et de l'utérus (Marrs et al., 1988).

Par voie orale, les effets d'un excès de zinc sur la reproduction sont bien documentés.

Aucun effet n'a été noté sur la durée de la gestation et la taille des portées chez des visons ayant ingéré une dose moyenne de 20,8 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de sulfate durant environ 25 semaines (Bleavins et al., 1983). Aucune altération histologique des testicules et des ovaires n'a été relevée chez des souris ayant reçu 1 100 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme sulfate durant 13 semaines (Maita et al., 1981). Des rats mâles et femelles supplémentés en carbonate de zinc à raison de 50 mg Zn.kg-1.j-1 dans la nourriture n'ont pas présenté de troubles de la reproduction sur plusieurs générations.

En revanche, un pourcentage plus élevé d'embryons mort-nés a été décelé chez des rats ayant ingéré 250 mg Zn.kg-1.j-1, sous forme de carbonate, durant 14-17 semaines et aucune reproduction ne s'est produite à la dose de 500 mg Zn.kg-1.j-1 (Sutton et Nelson, 1937). Dans une étude plus récente, seuls les rats mâles les plus carencés en carbonate de zinc (3,5  ppm soit 0,1 mg Zn.kg-1.j-1) ont développé une atrophie bilatérale de l’épithélium germinal testiculaire (10/50, p<0,05), les incidences étant de 0/50 (groupe témoin avec 1,4 mg Zn.kg-1.j-1) ou de 0/50 et 1/50 dans les groupes exposés à un excès de zinc (8,7 et 17,6 mg Zn.kg-1.j-1) (NTP, 2019).

Une altération de la structure quaternaire de la chromatine des spermatozoïdes a été notée chez des rats ayant ingéré du chlorure de zinc en excès à la dose de 227 mg Zn.kg-1.j-1 durant 8 semaines (Evenson et al., 1993). Des rats ayant reçu 200 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de sulfate durant les 18 premiers jours de la gestation ont présenté des résorptions accrues, alors que la même dose administrée durant 21 jours avant l'accouplement n'a induit aucun effet sur les fonctions de reproduction (Pal et Pal, 1987).

Dans une autre étude, des rats Sprague Dawley, mâles et des femelles ,ont été exposés par gavage à des doses de 0- 3,6 – 7,2 – 14,4  mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de chlorure de zinc (Khan et al., 2001 ; Johson et al., 2011). Les animaux ont été exposés 7 jours par semaine pendant 77 jours avant la période d’accouplement, pendant la période d’accouplement pour les mâles et les femelles, pendant la période de gestation et de lactation pour les femelles. Il n’y a pas eu de modification significative du poids des rats exposés avant la naissance, mais une diminution statistiquement significative du poids des mères aux doses moyenne ou élevée est rapportée après la parturition. Ces expositions ont induit une diminution statistiquement significative de l’indice de fertilité chez tous les groupes sans lien avec la dose. Dans tous les groupes exposés au zinc, une diminution du nombre de petits vivants par portée et du poids des petits à 21 jours a également été rapportée.

De la même manière, une exposition jusqu’à 8 mg Zn.kg-1.j-1 pendant 14 jours n’a pas révélé d’anomalie du sperme chez des rats Wistar (Piao et al., 2003).

Chez l’animal, peu de données sont disponibles pour les effets du zinc sur la reproduction. Un excès de zinc dans l’alimentation avant et/ou durant la gestation serait à l’origine d’une augmentation des résorptions fœtales et d’une diminution de l’indice de fertilité, avec une atteinte de la chromatine des spermatozoïdes.

Effets sur le développement

Chez l'homme

Aucune donnée n'est disponible concernant la toxicité du zinc inhalé sur le développement humain (ATSDR, 1994).

Par voie orale, des femmes enceintes supplémentées en sulfate de zinc à la dose de 0,3 mg Zn.kg-1.j-1 durant les six derniers mois de grossesse, n'ont pas présenté de troubles de la reproduction : gain de poids et pression sanguine normales, pas d'augmentation des hémorragies ou des infections après l'accouchement (Mahomed et al., 1989).

Le zinc est nécessaire au développement fœtal. Une carence en zinc peut-être à l'origine de troubles chez les embryons. D'autres études n'ont pas mis en évidence d'effets sur le développement fœtal après consommation, durant les six derniers mois de grossesse, de sulfate de zinc (Mahomed et al., 1989) ou de citrate de zinc (Simmer et al., 1991) à la dose de 0,3 mg Zn.kg-1, ou encore d'aspartate de zinc à la dose de 0,06 mg Zn.kg-1.j-1 (Kynast et Saling, 1986). Dans une plus récente méta-analyse, les effets bénéfiques de l’apport en zinc de 5 à 50 mg.j-1 au cours de la grossesse sur le risque d’accouchements prématurés (RR =0,86 IC95% [0,75 -0,99]) seraient selon les auteurs liés à une diminution des infections maternelles (première cause d’accouchement prématuré) (Chaffee et al., 2012).

Du lait maternisé supplémenté en zinc (concentration finale de 5,8 mg Zn.L-1 sous forme de sulfate de zinc) a été donné à des bébés (19 garçons et 15 filles) de 4 à 6 jours sur une période de 6 mois, le groupe témoin (18 garçons et 16 filles) ayant reçu du lait maternisé non supplémenté en zinc avec une concentration de 1,8 mg Zn.L-1) (Walravens et Hambidge, 1976). A 3 mois, les auteurs ont observé une augmentation significative de la concentration plasmatique de zinc chez les bébés (filles p<0,025 et garçons p<0,01) du groupe traité par comparaison au groupe témoin, de même qu’à 6 mois chez les garçons uniquement (p<0,025). Dans le groupe traité, les petits garçons de 6 mois étaient significativement plus grands (2,1 cm p<0,025) et plus gros (535 g p<0,05) que ceux du groupe témoin. Aucun effet du traitement sur la croissance staturo-pondérale n’a été observé chez les petites filles, ni sur les paramètres sanguins (hématocrite, protéines totales,  transaminases, cholestérol, etc) aussi bien chez les filles que chez les garçons. En revanche les troubles gastro-intestinaux (constipations, diarrhées) ont été significativement moins fréquents (p<0,05) chez les enfants nourris au lait supplémenté au zinc (5/34) que dans le groupe témoin (13/34). L’apport en zinc (lait maternisé) n’a pas été accompagné de signes de toxicité.

Chez l’homme, le zinc est nécessaire au développement fœtal. Les effets de l’apport en zinc sur le développement de l’embryon et/ou du fœtus ne sont pas suffisamment documentés.

Chez l'animal

Aucune étude ne s'est intéressée aux effets du zinc inhalé sur le développement (ATSDR, 1994).

Un excès de zinc dans l'alimentation avant et/ou durant la gestation est à l'origine d'une augmentation des résorptions fœtales, d'une diminution du poids des fœtus, d'une altération des concentrations tissulaires en fer et cuivre et d'une diminution de la croissance des jeunes. Des rats soumis à une alimentation supplémentée en oxyde de zinc durant 21 jours à la dose de 200 mg ZnO.kg-1.j-1 avant l'accouplement et durant les 15 premiers jours de gestation ont présenté 100 % de résorptions fœtales. La dose de 100 mg ZnO.kg-1.j-1 est un NOAEL pour cet effet. Lorsque les 200 mg ZnO.kg-1.j-1 ont été administrés durant la gestation uniquement, le pourcentage de résorptions n'était que de 4 à 29 % (Schlicker et Cox, 1968). En revanche, aucune résorption, malformation ou retard de croissance n'ont été observés chez les fœtus de rats femelles ayant ingéré 250 mg Zn.kg-1.j-1 durant 53 jours avant l'accouplement et durant la gestation (Kinnamon, 1963). De façon similaire, des fœtus de rats dont les mères avaient été supplémentées en carbonate de zinc à la dose de 25 mg Zn.kg-1.j-1 durant la gestation n'ont présenté aucune malformation ou altération de croissance (Uriu-Hare et al., 1989).

L'administration de 200 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme d'oxyde durant la gestation induit une diminution de croissance et une baisse des concentrations tissulaires en cuivre et fer chez les fœtus de rats (Schlicker et Cox, 1968 ; Cox et al., 1969). Bien que les femelles exposées à 100 et 200 mg Zn.kg-1.j-1 aient des teneurs tissulaires élevées en zinc, seuls les fœtus issus des mères exposées à la plus forte dose présentaient également des niveaux en zinc plus élevés. Ceci laisse penser que le placenta a agi comme barrière pour le zinc au niveau le plus faible.

D'autres études suggèrent que l'exposition à de forts niveaux en zinc dans l'alimentation entraîne une diminution du poids des fœtus, une alopécie, une diminution de l'hématocrite et une déficience en cuivre chez les descendants. Ainsi, des souris de deuxième génération exposées au carbonate de zinc durant la gestation et la lactation (mères exposées à 260 mg Zn.kg-1.j-1), puis durant 8 semaines après la naissance, ont présenté une diminution de poids corporel, une alopécie et des signes de carence en cuivre (diminution de l'hématocrite, perte de pigmentation des poils) (Mulhern et al., 1986).

Chez les petits exposés in utero, puis pendant l’allaitement  à des doses maternelles de 0- 3,6 – 7,2 – 14,4 mg Zn.kg-1.j-1 sous forme de chlorure de zinc, une augmentation de la distance anogénitale des petits mâles significative uniquement dans le groupe le plus exposé (Johnson et al., 2011). Une précocité des marqueurs du développement post-natal (ouverture des yeux, éruption des incisives) est rapportée par les auteurs à toutes les doses chez les petites femelles et uniquement à la plus forte dose chez les petits mâles (p<0,05). En revanche, le traitement n’a pas eu d’effet significatif sur le poids des petits avant le sevrage.

Chez l’animal, les effets de l’exposition in utero au zinc se limitent à une diminution du poids des fœtus, une altération des concentrations tissulaires en fer et cuivre et une diminution de la croissance des jeunes à fortes doses. A de plus faibles doses, il pourrait accélérer les marqueurs du développement post-natal (ouverture des yeux, éruption des incisives).

Valeurs accidentelles

Autres seuils accidentels

Autres seuils accidentels
Nom Durée Valeur Source Etat du statut Commentaire
PAC-1 60 min 6 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TEEL-2/11, TEEL-3/6, rat oral LD50
PAC-2 60 min 21 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TEEL-2/11, TEEL-3/6, rat oral LD50
PAC-3 60 min 120 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TEEL-2/11, TEEL-3/6, rat oral LD50
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Valeurs de référence

Introduction

Une Valeur Toxicologique de Référence (VTR) est un indice qui est établi à partir de la relation entre une dose externe d'exposition à une substance et la survenue d'un effet néfaste. Les valeurs toxicologiques de référence proviennent de différents organismes.

Pour accéder à une information actualisée, nous conseillons au lecteur de se reporter directement sur les sites internet des organismes qui les élaborent.

La disponibilité d’une VTR élaborée par l'ATSDR, l’OEHHA, l'OMS, le RIVM, Santé Canada et l'US EPA est systématiquement vérifiée. Le cas échéant, il s’y ajoute les valeurs toxicologiques de référence élaborées par les institutions françaises et/ou d’autres organismes de référence.

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

Description

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale

L'ATSDR propose un MRL de 0,3 mg Zn.kg-1.j-1 pour une exposition sub-chronique ou chronique au zinc et à ses composés par voie orale (ATSDR, 2005).

Cette valeur a été établie en prenant en compte les effets sanguins (diminution de l'hématocrite, de la ferritine sanguine et de l'activité de la SOD érythrocytaire observés chez 18 femmes supplémentées en gluconate de zinc à raison de 50 mg Zn.j-1, correspondant à 0,83 mg.kg-1.j-1 durant 10 semaines (pour un poids moyen de 60 kg) (Yadrick et al., 1989). Une diminution statistiquement significative de la SOD érythrocytaire et des niveaux de ferritine sanguine sont mesurés à 0,83 mg.kg-1.j-1. L’ATSDR juge que ces effets sont sub-cliniques, raison pour laquelle ils ne sont pas considérés comme néfastes. De ce fait, un NOAEL de 0,83 mg.kg-1.j-1 a été défini pour cette étude.

Facteurs d'incertitude : un facteur d’incertitude de 3 a été appliqué pour tenir compte de la variabilité au sein de la population humaine.

Calcul : 0,83 mg.kg-1.j-1x 1/3 = 0,28 mg.kg-1.j-1 arrondi à 0,3 mg.kg-1.j-1

Indice de confiance : Cet organisme ne propose pas d’indice de confiance.

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

L'US EPA (IRIS) propose une RfD de 0,3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au zinc et à ses composés par voie orale (US EPA (IRIS), 2005).

Cette valeur a été établie en prenant en compte les effets sanguins (diminution de l'activité de la SOD érythrocytaire) observés chez des femmes supplémentées en gluconate de zinc à raison de 50 mg Zn.j-1, soit 0,99 mg.kg-1.j-1, durant 10 semaines (calculé pour un poids moyen de 50 kg) (Yadrick et al., 1989). Fischer et al., 1984 ont exposé des hommes volontaires sains à raison de 0 et 25 mg de gluconate de zinc deux fois par jour pendant 6 semaines. Davis et al., 2000 et Milne et al., 2001 ont exposé des femmes ménopausées à différentes concentrations de zinc et de cuivre dans l’alimentation. L’ensemble des résultats est concordant et les LOAEL pour la diminution de l'activité de la SOD érythrocytaire sont de 0,81 mg.kg-1.j-1(Davis et al., 2000 ; Milne et al., 2001) 0,94 mg.kg-1.j-1 (Fischer et al., 1984) et 0,99 mg.kg-1.j-1 (Yadrick et al., 1989). Comme les méthodologies des 4 études et les résultats sont similaires un LOAEL moyen a été calculé : 0,81 mg.kg-1.j-1 + 0,94 mg.kg-1.j-1 +0,99 mg.kg-1.j-1  x 1/3 = 2,74 mg.kg-1.j-1 x 1/3 = 0,91 mg.kg-1.j-1

Facteurs d'incertitude : Un facteur intra-espèce de 3 a été utilisé pour tenir compte des variations de susceptibilité au sein de la population générale. Les facteurs d’incertitude pour l’utilisation d’un LOAEL ou d’une exposition subchronique à chronique n’ont pas été jugés nécessaires notamment du fait que le zinc est un élément essentiel et que l’effet critique retenu est un indicateur biologique sensible pour un niveau d’effet faible.

Calcul : 0,91 mg.kg-1.j-1x 1/3 = 0,303 mg.kg-1.j-1 arrondi à 0,3 mg.kg-1.j-1

Indice de confiance : L’US EPA attribue un indice moyen à élevé pour l’étude, élevé pour la base de données et moyen à élevé pour la RfD.

Le RIVM propose une TDI de 0,5 mg.kg-1.j-1pour une exposition chronique au zinc par voie orale (Baars et al., 2001).

Cette valeur est issue d'un LOAEL de 1 mg.kg-1.j-1 défini par l'ATSDR en 1994, pour les effets sanguins chez l'homme (diminution de l'hématocrite, de la ferritine sanguine et de l'activité de la SOD érythrocytaire). Des femmes supplémentées en gluconate de zinc à raison de 50 mg Zn.j-1 (0,83 mg.kg-1.j-1 sur la base d’un poids moyen de 60 kg durant 10 semaines ont été étudiés (Yadrick et al., 1989). Un LOAEL de 1 mg.kg-1.j-1 a été défini en ajoutant cette dose à l'estimation de l'apport journalier en zinc chez les femmes (0,16 mg.kg-1.j-1) établi par la FDA (Pennington et al., 1986).

Facteur d’incertitude : un facteur de 2 a été appliqué pour tenir compte de l’utilisation d’un LOAEL.

Calcul : 1 mg.kg-1.j-1 x 1/2 = 0,5 mg.kg-1.j-1.

Indice de confiance : Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.

L’OMS, dans son guide pour les eaux de boisson, recommande une PMTDI de 1 mg Zn.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au zinc par voie orale (OMS, 2022).

Cette valeur a été proposée en 1982 par le JEFCA et reste valable en 2022. Elle a été établie à partir d’une étude chez l’homme au cours de laquelle 14 patients souffrants de d’ulcères ont été supplémentés avec 600 mg.j-1 de zinc sous forme de sulfate ou de lactate pendant 4 mois (Brewer et al., 1967). Un suivi des individus n’a pas révélé d’effet toxique.

Les détails des calculs n’ont pas été précisés ni le choix des facteurs d’incertitude.

L’EFSA, dans son guide pour les vitamines et minéraux, recommande une AMT de 0,42 mg Zn.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au zinc par voie orale (EFSA, 2006).

L’EFSA a construit cette valeur à partir de l’absence d’effets néfastes observés chez des volontaires sains exposés à des suppléments en zinc (Bonham et al., 2003a, 2003b ; Milne et al., 2001 ; Davis et al., 2000). Ces études ont été réalisées sur respectivement 25 et 21 femmes post-ménopausées dans les études de Davis (2000) et Milne (2001) et 19 jeunes hommes dans l’étude de Bonham (2002a, 2002b). Les données métaboliques ont permis de déterminer rigoureusement l’apport en zinc et en cuivre dans les études de Davis et Milne, avec une dose journalière de 53 mg Zn.kg.j-1. Dans l’étude de Bonham, une dose journalière totale de 40 mg Zn.kg.j-1 a été retenue pour prendre en compte à la fois la dose de supplément en zinc (30 mg Zn.kg.j-1) et l’apport journalier dans la nourriture estimé à 10 mg Zn.kg.j-1. Ces études ont collectivement permis d’établir un NOAEL de 50 mg Zn.j-1 en lien avec l’absence d’effet sur le statut en cuivre déterminé à partir du dosage de plusieurs marqueurs sanguins (taux circulants de leucocytes et sous-populations de lymphocytes).

Facteur d’incertitude : un facteur de 2 a été appliqué pour tenir compte du faible nombre de sujets et des expositions relativement courtes dans ces études, tout en soulignant la rigueur du contrôle des marqueurs métaboliques.

Calcul : 50 mg.j-1 x 1/2 x 1/60 kg = 0,416 arrondi à 0,42 mg.kg-1.j-1

Santé Canada propose une DJT pour une exposition chronique par voie orale (2021) (DJT où LLS : Limite Supérieure de Sécurité (de l’anglais Upper Intake Level))

  • de 0,57 mg.kg-1.j-1 chez l’adulte (> à 20 ans),
  • de 0,49 mg.kg-1.j-1 pour les nouveau-nés de 0 à 5 mois,
  • de 0,48 mg.kg-1.j-1 pour les enfants de 6 mois à 4 ans,
  • de 0,51 mg.kg-1.j-1 pour les enfants de 5 à 11 ans et
  • de 0,54 mg.kg-1.j-1 pour les jeunes de 12 à 19 ans (Santé Canada, 2021).

Ces valeurs ont été construites sur la base de deux études épidémiologiques prospectives réalisées pour la première chez des femmes adultes (Yadrick et al., 1989), et sur des nourrissons (0 à 6 mois) pour la seconde (Walravens et Hambidge, 1976).

De la première étude, un LOAEL de 60 mg.j-1 (supplément de 50 mg.j-1, plus 10 mg.j-1 correspondant à une estimation de l’apport journalier) a été retenu sur la base des effets du traitement sur le statut en cuivre indirectement évalué à partir du dosage de la SOD érythrocytaire. Un facteur d’incertitude de 1,5 a été appliqué pour dériver la DJT chez l’adulte.

A partir de la seconde étude, un NOAEL de 5,8 mg Zn.L-1 dans le lait maternisé a été retenu sur la base d’une absence d’effet sur la santé de nouveau-nés nourris pendant 6 mois. Ce NOAEL a été ajusté pour tenir compte de la consommation moyenne estimée de lait maternel humain de 0,78 L par jour, soit un NOAELadj de 4,5 mg.j-1 arrondi à 4 mg.j-1. Des ajustements de la DJT chez le nourrisson ont été réalisés en fonction du poids corporel relatif pour dériver les valeurs chez les enfants et les adolescents. Les calculs ne sont pas détaillés.       

Facteurs d’incertitude : un facteur d’incertitude de 1,5 pour la variabilité intra-espèce et l’extrapolation de LOAEL à NOAEL a été appliqué pour l’étude réalisée chez les femmes adultes.

Concernant l’étude réalisée chez les nouveau-nés, un facteur d’ajustement de 1 a été retenu en raison du manque de preuve que l’ingestion de préparations à des concentrations de 5,8 mg de zinc par litre entraîne une toxicité pour les nourrissons.

Calcul : 60 mg.j-1 x 1/1,5 x 1/70 kg = 0,57 mg.kg-1.j-1.

Indice de confiance : aucun indice n’a été établi par l’organisme.

Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Nom Valeur Organisme choix Année du choix URL choix Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
MRL 0.3 mg.kg-1.j-1 Ineris 2021 ATSDR (2005) Hemato. 3
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Synthèse

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale

Une valeur de l’ATSDR de 3.10-1 mg.kg-1.j-1 est retenue pour une exposition sub-chronique par voie orale pour le zinc et ses composés (ATSDR, 2005)

Cette VTR est établie à partir d’une étude chez des femmes supplémentées en gluconate de zinc pendant 10 semaines (Yadrick et al., 1989). Il s’agit d’une étude de bonne qualité mais dont la durée d’exposition reste limitée. Les seuls effets mesurés, diminution statistiquement significative de la SOD érythrocytaire et des niveaux de ferritine sanguine, ne sont pas considérés comme néfastes ne permettent pas d’être retenus. Le calcul de la VTR à partir du NOAEL est considéré comme cohérent et le choix des facteurs d’incertitude est pertinent. L’INERIS propose de retenir cette valeur de l’ATSDR.

Indice de confiance : faible en raison de l’utilisation d’un NOAEL au lieu d’un LOAEL

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

Une valeur de l’US EPA de 0,3 mg.kg-1.j-1 est retenue pour une exposition chronique par voie orale pour le zinc et ses composés (US EPA, 2005)

Cinq VTR sont proposées par les organismes (US EPA (IRIS), 2005 ; le RIVM ; l’OMS eau de boisson, 2017 ; l’EFSA, 2006 ; Santé Canada, 2021) pour le zinc par voie orale.

La valeur de l’OMS est une valeur ancienne qui a été reprise en 2017 même si elle reste provisoire alors qu’elle a établie en 1982. Les éléments relatifs à sa construction ne sont pas détaillés et l’étude clé n’est pas accessible, il est donc difficile de porter un jugement sur leur pertinence.

Les valeurs du RIVM et de Santé Canada sont basées sur une même étude épidémiologique (Yadrick et al., 1989) de bonne qualité, il s’agit de la même étude que celle retenue par l’ATSDR pour sa VTR sub-chronique. L’effet critique retenu est la diminution de la SOD érythrocytaire cet effet est représentatif du zinc. La valeur proposée par le RIVM est basée sur une ancienne valeur de l’ATSDR. A partir de cette étude, le RIVM et Santé Canada proposent respectivement un LOAEL de 1 mg.kg-1.j-1 et 0,6 mg.kg-1.j-1 alors que l’ATSDR retient en 2005 un NOAEL de 0,83 mg.kg-1.j-1 pour la même étude dans le cadre d’une VTR sub-chronique. Les effets étant faibles, le choix de l’ATSDR de retenir un NOAEL ayant été argumenté est recevable de même que celui de l’US EPA et du RIVM qui préfèrent retenir un LOAEL.

La valeur proposée par le RIVM prend en compte un facteur d’incertitude de 2, valeur non conventionnelle qui n’est pas justifiée par l’organisme. De même le facteur d’incertitude de 1,5  appliqué par Santé Canada est faible au regard de l’utilisation d’un LOAEL.

L’US EPA et l’EFSA se sont appuyées sur les résultats de plusieurs études pour déterminer un LOAEL moyen comme point de départ dans le calcul de la VTR. L’US EPA retient trois études chez le volontaire sain (Yadrick et al., 1989 ; Fischer et al., 1984 ; Davis et al., 2000 et Milne et al., 2001) avec des protocoles d’exposition assez proches et un effet critique similaire diminution de l'activité de la SOD érythrocytaire. L’EFSA a retenu un jeu d’étude différent (Bonham et al., 2003a, 2003b ; Milne et al., 2001 ; Davis et al., 2000). Ces études sont plus récentes et mieux contrôlées en termes d’exposition à la fois en zinc, mais aussi en cuivre, élément déterminant dans les effets du zinc. L’effet critique retenu par l’EFSA pour la construction de sa valeur est le taux de leucocytes circulants et sous-populations de lymphocytes. Cet effet est bien corrélé avec les niveaux d’exposition en zinc mais probablement moins représentatif des effets néfastes que la SOD érythrocytaire.

La valeur de l’US EPA retient un facteur d’incertitude de 3 qui est cohérent par rapport à l’étude source. L’étude source est de bonne qualité et la construction de la VTR est solide. Toutefois, compte tenu de la durée de l’étude source, l’ATSDR propose une valeur pour une exposition sub-chronique (cf paragraphe précédent) alors que l’US EPA propose une valeur pour une exposition chronique. Même si l’EFSA aurait dû appliquer un facteur d’incertitude supplémentaire pour prendre en compte la durée de l’étude source, du fait que le zinc est un élément essentiel, il nous parait raisonnable de considérer que la valeur de l’EFSA peut être retenue pour des expositions chroniques par voie orale 4,2.10-1 mg.kg-1.j-1

Indice de confiance : faible en raison de la non prise en compte suffisante de la durée des études sources

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
TDI 500 µg.kg-1.j-1 RIVM (2001) Final Eau
LSS 0-6 mois 0,49 mg.kg-1.j-1 Sante Canada (2021)
LSS: limite supérieure de sécurité (Tolerable Upper Intake Level)
Aucun effet du zinc sur les concentrations sériques de cuivre ou de cholestérol ou autre effet indésirable n’a été observé Final Eau
LSS 6 mois à 5 ans 0,48 mg.kg-1.j-1 Sante Canada (2021)
LSS: limite supérieure de sécurité (Tolerable Upper Intake Level)
Final Eau
LSS 5 à <12 ans 0,51 mg.kg-1.j-1 Sante Canada (2021)
LSS: limite supérieure de sécurité (Tolerable Upper Intake Level)
Final Eau
LSS 12 à < 20 ans 0,54 mg.kg-1.j-1 Sante Canada (2021)
LSS: limite supérieure de sécurité (Tolerable Upper Intake Level)
Final Eau
LSS >20 ans 0,57 mg.kg-1.j-1 Sante Canada (2021)
LSS: limite supérieure de sécurité (Tolerable Upper Intake Level)
Chez la femme adulte: diminution de l’activité SODÉ (indicateur sensible de la teneur en cuivre, reflétant l’utilisation du cuivre et le risque de carence en cuivre) Final Eau
PMTDI 1 mg.kg-1.j-1 OMS (2022)
UL 25 mg.j-1 EFSA (2006)

Soit AMT = 0.42 mg.kg-1.j-1

Ceci est un aperçu

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Introduction

L'objectif de cette section est d’évaluer les effets sur la faune et la flore aquatique et terrestre. Les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Lorsqu'un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique est disponible, les résultats d'écotoxicité aigus ne sont pas fournis.  Lorsque les informations de ce chapitre proviennent d’un rapport d’évaluation ayant fait l’objet d’une expertise collective au niveau européen ou international, es références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait systématiquement l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche. Les références bibliographiques ayant été évaluées sont indicées d’une valeur en fonction de leur validité selon les critères définis Klimisch et al. (1997). On définit comme valides (scores 1 ou 2), les essais susceptibles d'être pris en compte pour le calcul d'une PNEC.

Dangers

Description

Ecotoxicité aquatique

Paramètres d'écotoxicité aiguë

Etant donné le nombre élevé de données d’écotoxicité disponibles, seuls les essais chroniques sont retenus

Paramètres d'écotoxicité chronique

Les données présentées ici sont extraites de l’évaluation des risques pour l’environnement du zinc en cours d’élaboration dans le cadre du règlement (CEE) 793/93 sur les substances existantes. Ces données ont été sélectionnées et validées sur la base des paramètres toxicologiques, des caractéristiques du milieu et des conditions d’essai. Cette évaluation n’étant pas finalisée il se peut que des valeurs soient modifiées dans les mois à venir. Par soucis de cohérence au niveau européen nous avons cependant souhaité présenter ces données.

Les concentrations reportées sont des concentrations “ ajoutées dans le milieu d’essai ”. Il s’agit généralement des concentrations nominales. Lorsque les concentrations mesurées ainsi que des indications sur la concentration “ naturelle ” dans le milieu d’essai étaient disponible, cette dernière a été retranchée de la concentration mesurée.

Les valeurs en gras dans les tableaux ci-dessous sont les valeurs utilisées pour l’estimation de la PNEC.

Toxicité aquatique chronique envers les espèces d’eau douce 

Toxicité aquatique chronique envers les espèces d’eau douce

Espèce

Substance testée

Critère d’effet 1

Valeur (µg/L)

Référence

Algues

rdrw15

Chroococcus paris

ZnSO4

NOECg (10 j)

200

Les et Walker, 1984

Selenastrum capricornutum

Zn poudre

NOECg (3 j)

50

Van Woensel, 1994

ZnO

NOECg (3 j)

24

Van Ginneken, 1994

NOECg

35

Moyenne géométrique

Synechococcus

ZnSO4

NOECg (14 j)

390

Mohanty, 1989

Cladophora glomerata

NOECg (3 j)

60

Whitton, 1967

Porifères

Ephydatia fluviatilis

ZnCl2

NOECd (7 j)

43

Van de Vyver, 2001

Ephydatia muelleri

ZnCl2

NOECd (7 j)

43

Van de Vyver, 2001

Spongilla lacustris

ZnCl2

NOECd (7 j)

65

Van de Vyver, 2001

Enapius fragilis

ZnCl2

NOECd (7 j)

43

Van de Vyver, 2001

Mollusques

rdrs

Dreissena polymorpha

ZnCl2

NOECs (10 s)

400

Kraak et al., 1994

Potamopyrgus jenkinsi

ZnCl2

NOECg (16 s)

75

Dorgelo et al., 1995

Crustacés

Ceriodaphnia dubia

NOECr (1 s)

17-50

Belanger et Cherry, 1990

ZnCl2

NOECr (4 j)

14-50

Masters et al., 1990

ZnCl2

NOECr (7 j)

50-100

Masters et al., 1990

NOECr

33

Moyenne géométrique (n=13)

Daphnia magna

ZnCl2

NOECr,s(21 j)

42-97

Chapman et al., 1980

ZnSO4

NOECr (7 s)

25-150

Paulauskis et Winner, 1988

ZnCl2

NOECr (3 s)

35

Biesinger et Christensen, 1972

ZnCl2

NOECr (3 s)

74

Biesinger et al., 1986

ZnCl2

NOECr,s (3 s)

310-420

Enserink et al., 1991

NOECr,s (3 s)

25-100

Münzinger et Monicelli, 1991

NOECr

78

Moyenne géométrique (n=13)

Hyalella azteca

NOECr,s(10 s)

42

Borgmann et al., 1993

Insectes

Ephoron virgo

ZnCl2

NOECs (10 j)

1 100

Van der Geest et al., 2001

Chironomus tentans

ZnCl2

NOECs,g,e, (8 s)

137

Sibley et al., 1996

Poissons

Danio rerio

ZnSO4

NOECh(2 s)

180-2 900

Dave et al., 1987

660

Moyenne géométrique (n=9)

Jordanella floridae

ZnSO4

NOECg(14 s)

26-75

Spehar, 1976

44

Moyenne géométrique (n=2)

Phoxinus phoxinus

ZnNO3

NOECs,g(5 m)

50

Bengtsson, 1974

Pimephales promelas

ZnSO4

NOECr(8 m)

78

Benoit et Holcombe, 1978

Oncorhynchus mykiss

ZnSO4

NOECs(2 ans)

130

Sinley et al., 1974

ZnSO4

NOECs(25 j)

25

Sinley et al., 1974

ZnCl2

NOECs(72 j)

440

Cairns et Garton, 1982

113

Moyenne géométrique (n=3)

Salvelinus fontinalis

ZnSO4.

NOECh(3 ans)

530

Holcombe et al., 1979

 

1-  Les NOEC reportées se réfèrent à des effets sur la survie (s), la reproduction (r), le développement (d), la croissance (g), des changements morphologiques (mc)

Les essais sur algues réalisés dans des conditions normalisées (par exemple selon la ligne directrice de l’OCDE 201 sur 72 heures) sont des essais sur plusieurs générations et sont par conséquent des essais chroniques. Toutefois, par convention dans un contexte d’évaluation des risques, on utilise l’EC50 issue de ces essais comme valeur aiguë, la NOEC étant utilisée pour une évaluation à long terme.

 

Ecotoxicité pour les organismes benthiques

Paramètres d'écotoxicité chronique

Espèce

Substance testée

Durée d’essai

NOEC (µg/g poids sec)

Référence

Crustacés

Hyalella azteca

ZnCl2

4 s.

1 200

Borgmann et Norwood, 1997

4 s.

250[1]

Farrar et Bridges, 2000

ZnCl2

10 j

³ 750

Liber et al., 1996

Insectes

Chironomus tentans

ZnCl2

8 s.

800

Sibley et al., 1996

ZnCl2

10 j

³ 750

Liber et al., 1996

 

[1] Des effets sur la croissance ont été observés à cette concentration

Des essais sont actuellement en cours vis à vis de Chironomus tentans.

Ecotoxicité terrestre

Paramètres d'écotoxicité chronique

Lorsque les NOEC ne peuvent pas être estimées à partir des données, elles sont estimées à partir des résultats d’essais suivant les critères suivant (dans l’ordre de préférence) :

  • EC10
  • NOEC = LOEC/2 si inhibition est comprise entre 10 et 20 %
  • NOEC = LOEC/3 si inhibition est comprise entre 20 et 30 % 

La variabilité des résultats d’essais correspond à la variation des conditions expérimentales.

Espèce

Substance testée

Durée d’essai

NOEC (µg/g poids sec)

Référence

Végétaux

Medicago sativa

Zn(NO3)2

67 jours

300

Boawn et Rasmussen, 1971

Zea mays

ZnSO4

6 sem.

83

MacLean, 1974

Zn(NO3)2

28 jours

300

Boawn et Rasmussen, 1971

Zn(NO3)2

28 jours

200

170

moyenne géométrique

Lactuca sativa

Zn(NO3)2

40 jours

400

Boawn et Rasmussen, 1971

Avena sativa

Zn(Ac)2

5 mois

100

De Haan et al., 1985

Zn(Ac)2

5 mois

200

Zn(Ac)2

5 mois

200

Zn(Ac)2

5 mois

400

200

moyenne géométrique

Hordeum vulgare

ZnCl2

48 jours

33

Luo et Rimmer, 1995

ZnSO4

45 jours

215

Aery et Jagetiya, 1997

Zn(NO3)2

33 jours

100

Boawn et Rasmussen, 1971

89

moyenne géométrique

Allium cepa

ZnSO4

200

Dang et al., 1990

Trigonella poenum graceum

ZnSO4

8 sem.

200

Dang et al., 1990

Vigna mungo

ZnSO4

45 jours

100

Kalyanaraman et Sivagurunathan, 1993

Sorghum bicolor

Zn(NO3)2

35 jours

100

Boawn et Rasmussen, 1971

Zn(NO3)2

35 jours

200

140

moyenne géométrique

Triticum vulgare

Zn(NO3)2

33 jours

200

Boawn et Rasmussen, 1971

Pisum sativum

Zn(NO3)2

-

400

Boawn et Rasmussen, 1971

Spinacea oleracea

Zn(NO3)2

-

200

Boawn et Rasmussen, 1971

Beta vulgaris

Zn(NO3)2

42 jours

300

Boawn et Rasmussen, 1971

Lycopersicon esculentum

Zn(NO3)2

400

Boawn et Rasmussen, 1971

Trifolium pratense

ZnCl2

24 jours

100

Van der Hoeven et Henzen, 1994a

ZnCl2

24 jours

84

ZnCl2

25 jours

32

ZnCl2

25 jours

32

ZnCl2

25 jours

32

Hooftman et Henzen, 1996

ZnCl2

25 jours

32

ZnCl2

25 jours

180

55

moyenne géométrique (n=7)

Vicia sativa

ZnCl2

24 jours

32

Van der Hoeven et Henzen, 1994b

Annélides

Aporrectodea caliginosa

ZnSO4

8 sem.

600

Khalil et al., 1996

Eisenia andrei

ZnCl2

21 j

320

Van Gestel et al., 1993

Eisenia fetida

Zn(NO3)2

21 j

350

Spurgeon et al., 1997

ZnCl2

21 j

237

Spurgeon et Hopkin, 1995

Zn(NO3)2

56 j

199

Spurgeon et al., 1994

Zn(NO3)2

21 j

85-553

Spurgeon et Hopkin, 1996

230

moyenne géométrique (n=13)

Insectes

Folsomia candida

ZnCl2

4 sem.

275-685

Smit et Van Gestel, 1998

Zn(NO3)2

4 sem.

300-620

Sandifer et Hopkin, 1996

Zn(NO3)2

6 sem.

300

Sandifer et Hopkin, 1997

ZnCl2

4 sem.

399

Van Gestel et Hensbergen, 1997

370

moyenne géométrique  (n=9)

Autres

Respiration

ZnSO4

8 sem.

3

Cornfield, 1977

Respiration

ZnSO4

3 mois

17

Chang et Broadbent, 1981

Respiration

ZnCl2

1,5 ans

150

Doelman et Haanstra, 1984

1 an

150

ZnCl2

1,5 ans

3 000

ZnCl2

1,5 ans

400

1,5 ans

400

Respiration

ZnSO4

45 j.

110

Lighthart et al., 1983

ZnSO4

45 j.

327

ZnSO4

45 j.

165

ZnSO4

45 j.

110

ZnSO4

45 j.

17

Respiration

ZnCl2

4 sem.

50

Saviozzi et al., 1995

Minéralisation de l’azote

ZnSO4

3 sem.

164

Liang et Tabatabai, 1977

ZnSO4

3 sem.

164

ZnSO4

3 sem.

164

ZnSO4

3 sem.

164

Minéralisation de l’azote

ZnSO4

3 mois

100

Chang et Broadbent, 1982

Minéralisation de l’azote

ZnSO4

7 sem.

233

Necker et Kunze, 1986

Ammonification

ZnSO4

3 sem.

1 000

Premi et Cornfield, 1969

Nitrification

ZnSO4

10 j.

109

Liang et Tabatabai, 1978

Nitrification

ZnSO4

3 sem.

100

Premi et Cornfield, 1969

Nitrification

ZnSO4

7 sem.

100

Wilson, 1977

ZnSO4

7 sem.

100

ZnSO4

7 sem.

50

Dénitrification

Zn(NO3)2

3 sem.

100

Bollag et Barabasz 1979

Glucose

ZnCl2

96 h

300

Ohya  et al., 1985

Glucose

ZnSO4

9 sem.

80

Stadelmann et Santschi-Fuhrimann, 1987

Glutamicacid

ZnCl2

1,5 ans

92

Haanstra et Doelman, 1984

ZnCl2

1,5 ans

400

ZnCl2

2 j

100

Notenboom et Posthuma, 1994

ZnCl2

2 j

100

Notenboom et Posthuma, 1995

ZnCl2

2 j

30

ZnCl2

2 j

55

ZnCl2

2 j

91

Notenboom et Posthuma, 1996

Acétate

ZnCl2

18 h

303

Van Beelen et al., 1994

ZnCl2

212

Van Beelen et Notenboom, 1996

Amidase

ZnSO4

12 sem.

200

Hemida et al., 1997

ZnSO4

12 sem.

200

Arylsulphatase

ZnSO4

30 min

820

Al-Khafaji et Tabatabai, 1979

ZnSO4

30 min

140

ZnSO4

30 min

164

ZnSO4

30 min

820

Arylsulphatase

ZnCl2

6 sem.

105

Haanstra et Doelman, 1991

ZnCl2

6 sem.

728

ZnCl2

6 sem.

151

ZnCl2

6 sem.

2 353

Dehydrogenase

ZnSO4

3 mois

76

Maliszewska et al., 1985

ZnSO4

3 mois

500

Dehydrogenase

ZnSO4

24 h

48

Rogers et Li, 1985

ZnSO4

24 h

145

Nitratereductase

ZnSO4

12 sem.

67

Hemida et al., 1997

Phosphatase

ZnSO4

1 h

508

Svenson, 1986

Phosphatase

ZnCl2

6 sem.

1 341

Doelman et Haanstra, 1989

ZnCl2

6 sem.

2 623

ZnCl2

6 sem.

160

Phosphatase

ZnSO4

164

Juma et Tabatabai, 1977

ZnSO4

164

Phytase

ZnSO4

1 h

590

Svenson, 1986

Pyrophosphatase

ZnSO4

30 min

1 640

Stott et al., 1985

ZnSO4

30 min

1 640

ZnSO4

30 min

1 640

Uréase

ZnSO4

30 min

109

Tabatabai, 1977

ZnSO4

30 min

52

ZnSO4

30 min

64

Uréase

ZnCl2

6 sem.

70

Doelman et Haanstra, 1986

ZnCl2

6 sem.

30

ZnCl2

6 sem.

30

ZnCl2

6 sem.

460

 

Valeurs de danger

Valeurs de danger
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
CL/CE50 0.136 mg.L-1 Algue ECB p.343
CL/CE50 0.032 mg.L-1 Invertebré ECB p.343
CL/CE50 0.066 mg.L-1 Poisson ECB p.343
CL/CE50 0.065 mg.L-1 Invertebré ECB p.343
CL/CE50 0.19 mg.L-1 Poisson ECB p.343
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Synthèse

Eau douce

Les critères d’effet pour les plantes aquatiques sont égale à NOECg(10j)= 200 µg.L-1 pour le ZnSO4, NOECg (3j)= 50 µg.L-1 pour le Zn (poudre), NOECg  est comprise entre 24 et 35 µg.L-1 pour le ZnO, la NOECg(14j) = 390 µg.L-1 et NOECg(3j) = 60 µg.L-1 pour le ZnSO4.  

Pour les porifères, la NOECd(7j) est comprise entre 43 et 65 µg.L-1pour le ZnCl2. Pour les mollusques la NOECs (10s) est égale à 400 µg.L-1 et la NOEC g(16s) est égale à 75µg.L-1 pour le ZnCl2

Pour les crustacés, en fonction des espèces étudiées, des composés du zinc, de la durée d’exposition, du paramètre biologique, la NOEC est comprise entre 17 et 420 µg.L-1.

Pour les insectes la NOECs (10j) est égale à 1100 µg.L-1 et NOEC s,g,e (8s) est égale à 137 pour le ZnCl2.

Pour les poissons, en fonction des espèces étudiées, des composés du zinc, de la durée d’exposition et du paramètre biologique, la NOEC est comprise entre 26 et 2900 µg.L-1.

Pour les crustacés, pour le ZnCl2, pour des durées d’essai comprises entre 4 semaines et 10 jours, la NOEC est comprise entre 250 et 1200 µg.g-1.

Pour les insectes, pour le ZnCl2, pour des durées d’essai comprises entre 8 semaines et 10 jours, la NOEC est proche de 800 µg.g-1

Sol

Pour les végétaux, en fonction des espèces étudiées, des composés du zinc et de la durée d’exposition, la NOEC est comprise entre 32 et 400 µg.g-1

Pour les annélides, en fonction des espèces étudiées, des composés du zinc et de la durée d’exposition, la NOEC est comprise entre 85 et 685 µg.g-1

Valeurs écotoxicologiques

Introduction

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

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

  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

Valeurs guides
Nom Valeur Matrice Cible Effet critique retenu Durée d'exposition Facteur Commentaire Etat du statut Valeur retenue par l'INERIS Année Source
PNEC 0.052 mg.L-1 Station d'épuration 100
Concentration en Zn dissous. - extrapolation
Oui ECB p.343
PNEC / QSed 37 mg/kg (poids sec) Sédiments 2
Cette PNECadd correspond à la concentration maximum ajoutable, PNECtotale = PNECadd + Cb. - extrapolation
Oui ECB p.343
PNEC chronique 0.0078 mg.L-1 Eau marine 2
La PNECadd pour l'eau douce est utilisée dans divers scénarios marins pour des raisons pratiques. - statistique
Oui ECB p.343
PNEC chronique / AA-QSwater_eco 0.0078 mg.L-1 Eau douce 2
Cette PNECadd correspond à la concentration maximum ajoutable et pour une eau d'une dureté > 24mg/L. La PNECtotal = PNECadd + Cb (Concentration de fond). (Pour une dureté < 24 mg/L la PNECadd = 3.1µg/L). - statistique
Oui ECB p.343
Ceci est un aperçu

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Valeurs réglementaires

Synthèse

Pour les substances qui existent à l’état naturel dans l’environnement il est nécessaire de tenir compte de leur concentration de fond “ naturelle ”. Les PNEC présentées ci-dessous sont des “ PNECs ajoutées ”, c’est-à-dire qu’elles correspondent à des concentrations ajoutées à une concentration de fond naturelle.

Compartiment aquatique

Les valeurs suivantes ont été calculées à l’aide des données présentées paragraphe 4.2 :

HC5 = 17,2 µg.L-1 (IC1_90 %= [8,1; 29,2])

Il n’existe pas encore de consensus concernant une PNECaquatique pour le zinc pour l’évaluation des risques dans le cadre du règlement (CEE) 793/93. Pour l’instant, compte tenu de la base de données existante, un facteur d’incertitude de 2 est proposé, ce qui conduit à la PNEC suivante :

PNECaquatique = 8,6 µg.L-1

Compartiment terrestre

En ce qui concerne le sol, les valeurs suivantes ont été calculées

HC5 = 21 mg.kg-1 sol sec (IC_90 %= [13 ; 30]) pour les microorganismes

HC5 = 60 mg.kg-1 sol sec (IC_90 %= [36 ; 86]) pour les plantes et les invertébrés

Il n’existe pas encore de consensus concernant le choix du facteur d’incertitude dans le cadre du règlement (CEE) 793/93. Pour l’instant, compte tenu de la base de données existante, un facteur d’incertitude de 1 sur la HC5 pour les microorganismes est proposé, ce qui conduit à la PNEC suivante :

PNECajoutée_sol = 21 mg.kg-1 sol sec.

Substances chimiques (n°CAS)

Compartiment

Seuil

Facteur d’extrapolation

Valeur de PNEC

Unité

Source, année

Colonne d’eau

PNEC eau douce

AF

µg.L-1

PNECeau marine

AF

µg.L-1

Sédiment

PNECsed eau douce

AF / Coefficient de partage

µg.kg-1 de sédiment humide

µg.kg-1 de sédiment sec

PNECsed eau marine

AF / Coefficient de partage

µg.kg-1 de sédiment humide

µg.kg-1 de sédiment sec

Sol

PNECsol

AF / Coefficient de partage

µg.kg-1 de sol humide

µg.kg-1 de sol sec

Biote

PNECorale

AF

µg.kg-1 de nourriture

1  IC : Intervalle de Confiance

Bibliographie

Introduction

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Le zinc est un métal, son numéro CAS est 7440-66-6. Les principaux composés du zinc, étudiés dans cette fiche, sont le chlorure de zinc (CAS 7646-85-7), le sulfate de zinc (CAS 7733-02-0), le sulfure de zinc (1314-98-3), l'oxyde de zinc (CAS 1314-13-2), le phosphure de zinc (CAS 1314-84-7), le chromate de zinc (CAS 13530-65-9) et le stéarate de zinc (557-05-1).

Le zinc est un métal ubiquitaire, très répandu dans la croûte terrestre. Les sources de zinc sont à la fois naturelles et anthropiques. La majorité du zinc naturel provient des minerais.

Le zinc est utilisé dans différents secteurs industriels : la galvanisation, le laiton, les alliages, les demi-produits, les usages chimiques.

En France, le zinc dans l'environnement est principalement d'origine anthropique.

La production mondiale de zinc était, en 2012, de 13 604 milliers de tonnes de zinc, et de 732 milliers de tonnes pour l'Union européenne en 2011.

Les émissions françaises industrielles de zinc vers l'environnement sont, tous milieux confondus, selon IREP, d'environ 756 tonnes en 2012 en France. De plus, de nombreux sites industriels sont recensés comme contaminés ou ayant été contaminés au zinc, dans toutes les régions françaises, d'après la base de données BASOL.

Les émissions diffuses de zinc proviennent essentiellement du secteur routier pour le milieu atmosphérique, et de l'agriculture pour le milieu terrestre.

De par ses propriétés physico-chimiques, le zinc s'adsorbe en milieu aquatique sur les matières en suspension. Les sédiments d'eau douce constituent donc un stock potentiel de zinc.

Différents substituts du zinc sont mis en œuvre à l'heure actuelle, notamment dans les domaines des produits phytosanitaires, des toitures. D'autre part, des techniques de réduction des émissions industrielles existent pour les effluents aqueux et gazeux, comme par exemple des techniques de filtration.

Abstract

Zinc is a metal, its CAS number is 7440-66-6. The main compounds of zinc, which are studied in this report, are zinc chlorite (CAS 7646-85-7), zinc sulphate (CAS 7733-02-0), zinc sulphur (CAS 1314-98-3), zinc oxide (CAS 1314-13-2), trizinc diphosphide (CAS 1314-84-7), zinc chromate (CAS 13530-65-9) and zinc stearate (CAS 557-05-1).

Zinc is a ubiquitous metal, very common in the Earth's crust. Zinc sources are both natural and anthropogenic. Most of natural zinc comes from ores.

Zinc is used in different industrial applications: galvanization, brass, alloys, semi products and chemicals.

In France, zinc in the environment is mainly anthropogenic.

In 2012, the global production of zinc was 13 604 thousand tons and 732 thousand tons for European Union in 2011.

According to IREP, the French industrial emissions of zinc to environment were about 756 tons for all medias for 2012 in France. Moreover, according to the database BASOL, many industrial sites are registered as polluted by zinc or having been polluted by zinc in all regions.

Diffuse emissions of zinc come mainly from road transport for the atmosphere and from agriculture for terrestrial.

By its physic-chemical properties, zinc is adsorbed on suspended solids in aquatic environment. Freshwater sediments are therefore a potential stock of zinc.

Different substitutes of zinc are currently used, especially in pesticides or roofing. On the other hand, techniques exist to reduce industrial emissions in aqueous and gaseous effluents, like for example techniques of filtration.

Tableaux de synthèse

Généralités

Généralités
CAS 7440-66-6
SANDRE 1383
Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) non
Substance soumise à autorisation dans Reach non
Substance soumise à restriction dans Reach non
Substance extrêmement préoccupante (SVHC) non
Réglementations

FTE 2015 Importer

Les paragraphes ci-après présentent les principaux textes en vigueur à la date de la rédaction de cette rubrique. Cet inventaire n’est pas exhaustif.

Le règlement 1907/2006 concernant l'enregistrement, l'évaluation et l'autorisation des substances chimiques (REACH) oblige les producteurs et les importateurs de substances en quantité supérieure à une tonne à soumettre une demande d'enregistrement. Ces substances sont ensuite pour certaines évaluées, et éventuellement leur usage est ensuite soumis à autorisation. Le zinc et nombre de ses composés sont concernés par le règlement REACH.

Le zinc et ses composés ne sont pas cités dans la liste de l'annexe I du règlement (CE) 649/2012 relatif à l'export et à l'import de substances dangereuses. Ils ne sont donc pas soumis aux notifications d'exportations.

Le zinc et ses composés ne sont pas cités dans la directive n°2013/39/UE du 12 août 2013 modifiant les directives 2000/60/CE et 2008/105/CE en ce qui concerne les substances prioritaires pour la politique dans le domaine de l'eau. De ce fait il n'a pas été fixé de normes de qualité environnementale (NQE) pour le zinc et ses composés.

La Directive 91/414/CEE du Conseil liste les substances actives dont l'incorporation dans les produits phytopharmaceutiques est autorisée. Les seuls composés autorisés du zinc sont :

  • le phosphure de zinc (1314-84-7) en tant que rodenticide et à une pureté ≥ 800 g Zn/kg ;
  • le zirame (137-30-4) en tant que fongicide ou répulsif et à une pureté ≥ 950 g Zn/kg.

Le règlement CE/889/2008 du 5 septembre 2008 autorise l'utilisation de l'oxyde de zinc et du sulfate de zinc en agriculture biologique en tant qu'additif pour l'alimentation des animaux. Ce même règlement autorise l'utilisation de déchets ménagers en tant qu'engrais, dans la limite de 200 g Zn/kg de matière sèche.

Le règlement CE/1334/2003 du 25 juillet 2003 modifie les conditions d'autorisation de plusieurs additifs (dont le zinc) appartenant au groupe des oligoéléments dans l'alimentation animale.

Désormais, la teneur maximale de l'élément zinc en mg/kg d'aliment complet est présentée dans le Tableau 4 ci-après en fonction de l'animal.

Tableau 4. Conditions d'autorisation du zinc en tant qu'additif dans l'alimentation animale, d'après le règlement CE/1334/2003.

Tableau 4 Conditions d’autorisation du zinc en tant qu’additif dans l’alimentation animale

Le zinc et ses composés sont cités dans l'annexe 1 de la circulaire du 5 janvier 2009 relative à la mise en œuvre de la 2ème phase de l'action RSDE pour les ICPE soumise à autorisation. Cette annexe regroupe les listes par secteurs d'activité industrielle des substances dangereuses. Le zinc et ses composés sont cités pour tous les secteurs d'activité, à l'exception de la fabrication de colles et adhésifs.

Le zinc appartient aussi à la liste des micropolluants à mesurer dans les stations de traitement des eaux usées traitant une charge brut de pollution supérieure ou égale à 600 kg DBO5/jour12 (Circulaire du 29 septembre 2010 relative à la surveillance de la présence de micropolluants dans les eaux rejetées au milieu naturel par les stations de traitement des eaux usées).

[12] DBO5: demande biochimique en oxygène.  

Certains composés du Zinc, notamment l'oxyde de zinc, peuvent être employés sous forme nanoparticulaire (par exemple, dans des textiles pour ses propriétés biocides).

Le décret n° 2012-232 du 17 février 2012 relatif à la déclaration annuelle des substances à l'état nanoparticulaire précise que le seuil de la déclaration est fixé à 100 g/an pour la fabrication, l'importation ou la mise sur le marché de nanomatériaux.

Pour les engrais organiques, divers seuils en métaux lourds sont fixés par les législations européennes et nationales. Les seuils pour le zinc sont repris dans le Tableau 513 .

Tableau 5. Seuils de zinc pour les engrais organiques

Tableau 5 Seuils de zinc pour les engrais organiques

Pour les engrais minéraux, il n'existe pas de règlementation européenne, néanmoins l'évaluation du règlement CE 2003/2003 relatif aux engrais16 préconise d'inclure dans le règlement des dispositions concernant les teneurs maximales en métaux lourds.

[13] (consulté en février 2014). http://ec.europa.eu/enterprise/sectors/chemicals/files/fertilizers/annexes_16jan2012_en.pdf

[14] European Compost Network.

[15] Joint Research Center.

[16] (consulté en février 2014). http://ec.europa.eu/enterprise/sectors/chemicals/files/fertilizers/final_report_2010_en.pdf

Le zinc appartient à la liste des 823 substances du plan micropolluants 2010-201317 . Le zinc ne fait pas partie de la liste OSPAR18 .

Protocole relatif à la protection de la mer Méditerranée19 :

Le zinc est cité dans la liste des substances et matières nuisibles ou nocives dont le rejet dans la zone du protocole est assujetti à permis spécial

[17] (consulté en févirer 2014). http://www.developpement-durable.gouv.fr/IMG/pdf/plan_micropolluants_dv.pdf

[18] Convention OSPAR: Convention pour la protection du milieu marin de l'Atlantique du nord-est : (consulté en mars 2014).  http://www.ospar.org/content/content.asp?menu=30950304450153_000000_000000

[19] Il s’agit du protocole relatif à la protection de la mer Méditerranée contre la pollution résultant de l’exploration et de l’exploitation du plateau continental, du fond de la mer et de son sous-sol auquel l’Union européenne a adhéré par la décision n°2013/5/UE du 17 décembre 2012.

Classification CLP Voir la classification CLP
Valeurs et normes appliquées en France

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En France, le zinc est concerné par les rubriques suivantes de la Nomenclatures des Installations Classées (selon le Décret n°53-578 du 20 mai 1953 relatif à la nomenclature des installations classées pour la protection de l'environnement).

Les rubriques ICPE relatives au zinc sont mentionnées ci-dessous de façon indicative : cette liste ne se veut donc pas exhaustive quant aux secteurs industriels où le zinc et ses composés sont ou peuvent être rencontrés4 :

  • 1171 : Fabrication industrielle de substances ou préparations dangereuses pour l'environnement ;
  • 1172 : Stockage et emploi de substances ou préparations dangereuses pour l'environnement, très toxiques ;
  • 1173 : Stockage et emploi de substances ou préparations dangereuses pour l'environnement, toxiques ;
  • 1430 : Définition des liquides inflammables5 ;
  • 1450 : Solides facilement inflammables ;
  • 2415 : Mise en œuvre de produit de préservation au bois et matériaux dérivés ;
  • 2515 : Broyage, concassage, criblage ... de pierres, cailloux, minerais et autres produits minéraux naturels ou artificiels ou de déchets non dangereux inertes ;
  • 2540 : Lavoirs à houille, minerais, minéraux ou résidus métallurgiques ;
  • 2546 : Traitement industriel des minerais non ferreux, élaboration des métaux et alliages non ferreux ;
  • 2550 : Fonderie de produits moulés … contenant du plomb ;
  • 2551 : Fonderie de métaux et alliages ferreux ;
  • 2552 : Fonderie de métaux et alliages non-ferreux ;
  • 2560 : Travail mécanique des métaux et alliages ;
  • 2561 : Trempé recuit, revenu des métaux et alliages ;
  • 2565 : Revêtement métallique ou traitement de surface par voie électrolytique ou chimique ;
  • 2566 : Décapage des métaux par traitement thermique ;
  • 2567 : Galvanisation (cf. § 2.2.4.1), étamage de métaux ;
  • 2713 : Transit, regroupement ou tri de métaux ou de déchets de métaux non dangereux.

[4] (consulté en janvier 2014). http://www.ineris.fr/aida/sites/default/files/gesdoc/30296/Nomenclature_octobre.pdf

[5] Cette rubrique est une rubrique de définition et non une rubrique de classement. Elle sert à préciser le classement dans d'autres rubriques. En conséquence, aucune installation ne peut être classée sous la rubrique 1430.

L'arrêté du 26 décembre 2012 modifiant l'arrêté du 31 janvier 2008 concerne le registre et la déclaration annuelle des émissions polluantes et des déchets. L'exploitant de l'installation doit déclarer ces rejets dès lors que les seuils d'émissions décrits dans l'annexe II de cet arrêté sont dépassés. Les seuils de rejets du zinc et composés6 (exprimés en tant que Zn) sont :

  • dans l'air : 200 kg.an-1 (à l'exception des installations d'incinération de déchets non dangereux et des installations d'incinération de déchets dangereux, pour lesquelles ce seuil est fixé à 0 kg.an-1) ;
  • dans l'eau : 100 kg.an-1 ou 200 g.j-1our ;
  • dans le sol : 100 kg.an-1.

L'arrêté du 2 février 1998 modifié relatif aux prélèvements et à la consommation d'eau ainsi qu'aux émissions de toute nature des installations classées pour la protection de l'environnement soumises à autorisation indique que :

Rejets d'antimoine, chrome, cobalt, cuivre, étain, manganèse, nickel, vanadium, zinc, et de leurs composés6 : si le flux horaire total d'antimoine, chrome, cobalt, cuivre, étain, manganèse7 , nickel, vanadium, zinc7 et de leurs composés8 dépasse 25 g/h, la valeur limite de concentration est de 5 mg.m-3 (exprimée en Sb+Cr+Co+Cu+Sn+Mn+Ni+V+Zn).

[6] L'arrêté ne précise pas les composés du zinc concernés.

[7] En cas de fabrication de monoxyde de zinc (ZnO) et de bioxyde de manganèse (MnO2), la valeur limite de concentration pour respectivement le zinc et le manganèse est de 10 mg.m-3 .

[8] L'arrêté ne précise pas les composés concernés.

Les rejets respectent les valeurs limites de concentrations suivantes : Zinc et ses composés (en Zn) 2 mg.L-1 si le rejet dépasse 10 g.j-1.

L'annexe I de l'arrêté précise les seuils à respecter en éléments-traces pour l'épandage des boues issues du traitement des eaux usées. Ces seuils sont présentés dans le Tableau 3.

Le Tableau 3 présente les teneurs limites en éléments-traces dans les boues, les valeurs limites en éléments-traces dans les sols et le flux maximum en éléments-traces apporté par les déchets ou effluents pour les pâturages ou sols de pH inférieurs à 6.

Tableau 3. Seuils de zinc applicables aux épandages de boues issues du traitement des eaux usées sur les sols agricoles, d'après l'arrêté du 2 février 1998 modifié.

Tableau 3 Seuils de zinc applicables aux épandages de boues issues du traitement des eaux usées sur les sols agricoles

D'après l'INRS (2012), les valeurs moyennes d'exposition pour certains composés du zinc sont les suivantes :

3 VME 9 (chlorure de zinc, fumées) : 1 mg/m(en Zn) ;
3 VME (oxyde de zinc, fumées) : 5 mg/m(en Zn) ;
3 VME (oxyde de zinc, poussières) : 10 mg/m(en Zn) ;
3 VME (stéarate de zinc) : 10 mg/m(en Zn).

[9] VME : Valeur Moyenne d'Exposition.

Le zinc est présent naturellement dans le corps humain. Selon l'INRS (2009), les valeurs de références des substances10 présentes dans les urines et le sang sont précisées ci-dessous :

Valeur de référence du zinc dans le sang : 4-7,5 mg.L-1 ;
Valeur de référence du zinc dans les urines : 0,1-1 mg.L-1.

[10] Les substances concernées sont le chlorure de zinc, le diphosphure de trizinc, l'oxyde de zinc, le sulfate et le sulfure de zinc.

La Directive 98/83/CE du conseil du 3 novembre 1998 relative à la qualité des eaux destinées à la consommation humaine n'indique pas de valeurs spécifiques pour le zinc.

Le Décret n°2001-1220 du 20 décembre 2001 relatif aux eaux brutes destinées à la consommation humaine (consolidé par la version du 27 mai 2003) indique que la limite de qualité des eaux brutes et des eaux douces superficielles utilisées pour la production d'eau destinées à la consommation humaine est de 5 mg (en Zn) /L.

L'Arrêté du 2 février 1998 relatif aux rejets des eaux résiduaires dans le milieu naturel indique que les rejets de zinc et de ses composés doivent respecter la valeur limite de concentration suivante : 2 mg (en Zn)/L si le rejet dépasse 20 g.j-1.

Le Règlement 10/2011 précise que les matériaux et objets en matière plastique destinés à entrer en contact avec les denrées alimentaires ne peuvent pas libérer plus de 25 mg Zn/kg de denrée alimentaire. De plus, l'oxyde de zinc, le sulfure de zinc et l'hydroxyde de zinc sont autorisés comme additif ou auxiliaire de production de polymères, mais sont interdits comme monomère11 ou substance de départ.

[11] Un monomère est une substance à la base d'un polymère, qui consiste en un assemblage d'un ou plusieurs monomères.

Production et utilisation

Production et ventes

Données économiques

D'après la CNUCED28 , la consommation mondiale de zinc se situe au quatrième rang des métaux après celle du fer, de l'aluminium et du cuivre. Il est exploité dans de nombreuses régions. Les principaux pays producteurs représentant 65 % de la production mondiale sont la Chine, l'Australie, le Pérou, le Canada et les Etats Unis.

Selon Vignes (2013), la dernière mine exploitée en France a fermé en décembre 1993.

Néanmoins, s'il n'y a plus d'exploitation, la France continue à produire du zinc, à partir de minerai importé et de recyclage. En 2012, la production française de zinc était de 161 000 tonnes (Vignes, 2013).

Selon l'INSEE29 , sur une base de production de 100 % en 2005, la production de « plomb, zinc, étain » a diminué en France jusqu'en 2008 où elle ne représentait plus que 71 % et 31 % de la production en 2005, puis est remontée. En 2012, elle représente 81 % de la production de 2005.La Figure 5 ci-après présente les variations de la production de plomb, zinc, étain.

Figure 5 Production de « Plomb, Zinc et Etain »  de 2000 à 2012 en France

Figure 5. Production de «Plomb, Zinc et Etain» 30 de 2000 à 2012 en France (Base 100 : 2005), d'après l'INSEE.   

Les cotations du zinc brut sont présentées dans la Figure 6 ci-après.

Figure 6 Prix du zinc brut sur le marché de Londres

Figure 6. Prix du zinc brut sur le marché de Londres (LME) en euro/tonne (AGORIA31).

Le prix moyen en janvier 2014 du zinc brut était d'environ 1 500 euro/tonne. Les cotations du zinc laminé sont présentées dans la Figure 7 ci-après.

Figure 7. Prix du zinc laminé en euro/tonne (AGORIA).

Le prix moyen du zinc laminé,