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1,1-dichloroéthane (75-34-3)
Informations générales
Dernière vérification le 29/03/2024
Identification
Numero CAS
75-34-3
Nom scientifique (FR)
1,1-Dichloroéthane
Nom scientifique (EN)
Autres dénominations scientifiques (FR)
Autres dénominations scientifiques (Autre langues)
Code EC
200-863-5
Code SANDRE
1160
Numéro CIPAC
-
Formule chimique brute
\(\ce{ C2H4Cl2 }\)
Code InChlKey
Code SMILES
C(Cl)(Cl)C
Classification CLP
Type de classification
Harmonisée
ATP insertion
CLP00
Description de la classification
Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP
H225
H302
H319
H335
H412
| Mention du danger - Code | H225 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Liquide et vapeurs très inflammables |
| Classe(s) de dangers | Liquides inflammables |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H302 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Nocif en cas d'ingestion |
| Classe(s) de dangers | Toxicité aiguë |
| Libellé UE du danger | - |
| Mention du danger - Code | H319 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Provoque une sévère irritation des yeux |
| Classe(s) de dangers | Lésions oculaires graves/irritation oculaire |
| Libellé UE du danger | - |
| Mention du danger - Code | H335 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Peut irriter les voies respiratoires |
| Classe(s) de dangers | Toxicité spécifique pour certains organs cibles (exposition unique) |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
| Mention du danger - Code | H412 |
|---|---|
| Mention du danger - Texte | Nocif pour les organismes aquatiques, entraîne des effets à long terme |
| Classe(s) de dangers | Danger pour le milieu aquatique |
| Libellé UE du danger | - |
| Limites de concentration spécifique | - |
| Facteur M | - |
| Estimation de toxicité aigüe | - |
Physico-Chimie
Dernière vérification le 29/03/2024
Généralités
Poids moléculaire
98.97 g/mol
Tableau des paramètres
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Bibliographie
Comportement et devenir dans les milieux
Dernière vérification le 29/03/2024
Matrices
Milieu eau douce
Volatilisation :
Le temps de demi-vie du 1,1-dichloroéthane est estimé à 3 heures dans une rivière et à 4 jours dans un lac.
Au vu de ces résultats et de ses propriétés physico-chimiques (solubilité de 5040 mg.L-1 et constante de Henry de 569.31 Pa.m3.mol-1), le 1,1-dichloroéthane est très soluble et très volatil. (HSDB, 2005)
Milieu sédiment eau douce
Adsorption :
D'après le Koc (30 L.kg-1), la substance semble être peu adsorbable.
Milieu terrestre
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Persistance
Biodégradabilité
Biodégradabilité :
Tabak et al. ont obtenu des dégradations inférieures à 50% et à 29% à la suite de l'incubation de l'inoculum pendant 7 jours à des concentrations respectives de 1,1-dichloroéthane de 5 et 10 mg.L-1.
Les hydrocarbures aliphatiques halogénés sont considérés comme étant résistants à la biodégradation. (Tabak et al., 1981 HSDB, 2005)
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Dégradabilité abiotique
Hydrolyse :
Le temps de demi-vie d'hydrolyse à 25°C et à pH 7 est de 61 ans. (Jeffers et al., 1989 ; HSDB, 2005)
Photolyse :
Le 1,1-dichloroéthane ne subit probablement aucune photolyse directe en raison de l'absence de groupes fonctionnels qui absorbent dans le visible. (HSDB, 2005)
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Bioaccumulation
Organismes aquatiques
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Conclusion sur la bioaccumulation
Bioaccumulation :
Aucune donnée expérimentale de bioconcentration n'a été trouvée concernant le 1,1-dichloroéthane. Etant donné son log Kow (1.79), le 1,1dichloroéthane n'a pas un potentiel de bioconcentration important.
Toutefois, un échantillon d'huitres provenant du lac Pontchartrain en Louisiane présentaient des teneurs en 1,1-dichloroéthane égales à 33 µg/kg (en poids humide), ce qui indique que les mollusques sont susceptibles de bioconcentrer cette substance.
D'après l'US-EPA, tous les chloroéthanes ont un temps de demi-vie d'élimination inférieur à 2 jours.
BCF = 5 (estimé à partir d'un log Kow égal à 1.79) : le 1,1-dichloroéthane ne peut pas être considéré comme bioaccumulable.
Un BCF de 5 est utilisé dans la détermination des normes de qualité. (E.C., 2000 US-EPA, 1980 US-EPA, 2004)
Bibliographie
Toxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Valeurs accidentelles
Autres seuils accidentels
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Valeurs réglementaires
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Valeurs de référence
Introduction
SANTE HUMAINE
Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur l'homme soit via la consommation d'organismes aquatiques contaminés, soit via l'eau de boisson.
Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. Compte tenu du mode d'exposition envisagée, seuls les tests sur mammifères exposés par voie orale (dans l'alimentation ou par gavage) ont été recherchés.
Toutes les données présentées ont été validées.
Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.
TOXICITE
Pour l'évaluation des effets sur la santé humaine, seuls les résultats sur mammifères sont considérés comme pertinents. Contrairement à l'évaluation des effets pour les prédateurs, les effets de type cancérigène ou mutagène sont également pris en compte.
Autres valeurs des organismes reconnus
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Bibliographie
Ecotoxicologie
Dernière vérification le 29/03/2024
Introduction
Evaluations existantes :
-
Effets endocriniens :
Le 1,1-dichloroéthane n'est pas cité dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004) et dans le rapport d'étude de la DG ENV sur la mise à jour de la liste prioritaire des perturbateurs endocriniens à faible tonnage (Petersen et al., 2007).
Critères PBT / POP :
La substance ne remplit pas les critères PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou POP2 (PNUE, 2001).
[1] Les PBT sont des substances persistantes, bioaccumulables et toxiques et les vPvB sont des substances très persistantes et très bioaccumulables. Les critères utilisés pour la classification des PBT sont ceux repris par la Commission Européenne. Ils apparaissent dans le guide technique européen (E.C., 2003).
[2] Les POP sont des substances persistantes (aux dégradations biotiques et abiotiques), fortement liposolubles (et donc fortement bioaccumulables), et volatiles (et peuvent donc être transportées sur de longues distances et être retrouvée de façon ubiquitaire dans l'environnement). Les critères utilisés pour la classification POP sont ceux repris par l'UNEP (United Nations Environment Programme). [http://www.ecologie.gouv.fr/-Polluants-organiques-persistants-.html].
Norme de qualité existante :
Allemagne : Norme de qualité pour les eaux prélevées destinées à la consommation = 10 µg.L-1
(ETOX, 20073).
[3] Les données issues de cette source (https://webetox.uba.de/webETOX/index.do) ne sont données qu'à titre indicatif ; elles n'ont donc pas fait l'objet d'une validation par l'INERIS.
Substance(s) associée(s) :
1,2-Dichloroéthane (E. C., 2005)
Dangers
Description
ORGANISMES AQUATIQUES
Dans les tableaux ci-dessous, sont reportés pour chaque taxon uniquement les résultats des tests d'écotoxicité montrant la plus forte sensibilité à la substance. Toutes les données présentées ont été validées par l'INERIS.
Ces résultats d'écotoxicité sont principalement exprimés sous forme de NOEC (No Observed Effect Concentration), concentration sans effet observé, d'EC10 concentration produisant 10% d'effets et équivalente à la NOEC, ou de EC50, concentration produisant 50% d'effets. Les NOEC sont principalement rattachées à des tests chroniques, qui mesurent l'apparition d'effets sub-létaux à long terme, alors que les EC50 sont plutôt utilisées pour caractériser les effets à court terme.
ECOTOXICITE
ECOTOXICITE AQUATIQUE AIGUË
ECOTOXICITE AQUATIQUE CHRONIQUE
EMPOISONNEMENT SECONDAIRE ET SANTE HUMAINE
Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur les prédateurs via la consommation d'organismes aquatiques contaminés (appelés biote, i.e. poissons ou invertébrés vivant dans la colonne d'eau ou dans les sédiments). Il s'agit donc d'évaluer la toxicité chronique de la substance par la voie d'exposition orale uniquement.
Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. N'ont été recherchés que des tests sur mammifères ou oiseaux exposés par voie orale (exposition par l'alimentation ou par gavage). Toutes les données présentées ont été validées.
Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.
Pour calculer la norme de qualité liée à l'empoisonnement secondaire des prédateurs, il est nécessaire de connaître la concentration de substance dans le biota n'induisant pas d'effets observés pour les prédateurs (exprimée sous forme de NOEC). Il est possible de déduire une NOEC à partir d'une NOAEL grâce à des facteurs de conversion empiriques variables selon les espèces testées. Les facteurs utilisés ici sont ceux recommandés par le guide technique européen (Tableau 22, page 129, E.C., 2003) et le projet de guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2009). Les valeurs de ces facteurs de conversion dépendent de la masse corporelle des animaux et de leur consommation journalière de nourriture. Celles-ci peuvent donc varier d'une façon importante selon le niveau d'activité et le métabolisme de l'animal, la valeur nutritive de sa nourriture, etc. En particulier elles peuvent être très différentes entre un animal élevé en laboratoire et un animal sauvage.
Afin de couvrir ces sources de variabilité, mais aussi pour tenir compte des autres sources de variabilité ou d'incertitude (variabilité inter et intra-espèces, extrapolation du court terme au long
terme, etc.) des facteurs d'extrapolation sont nécessaires pour le calcul de la QSbiota sec pois. Les valeurs recommandées pour ces facteurs d'extrapolation sont données dans le guide technique européen (tableau 23, page 130, E.C., 2003). Un facteur d'extrapolation supplémentaire (AFdose-réponse) est utilisé dans le cas où la toxicité a été établie à partir d'une LOAEL plutôt que d'une NOAEL.
ECOTOXICITE POUR LES VERTEBRES TERRESTRES
TOXICITE ORALE POUR LES MAMMIFERES
TOXICITE ORALE POUR LES OISEAUX
Les données obtenues sur les mammifères terrestres et les oiseaux, utilisées pour la détermination des valeurs guides pour la protection des prédateurs vis-à-vis de l’empoisonnement secondaire, sont répertoriées dans les tableaux ci-dessous.
Valeurs de danger
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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
- de réglementations européennes et issues par exemple de dossiers d’évaluation des risques dans le cadre de processus d’autorisation de mise sur le marché des substances chimiques (c’est le cas des Concentrations Prédites Sans Effet pour l’environnement (PNEC) issues des dossiers réglementaires sous REACh ou dans le cas de la réglementation des produits biocides) ou issues de « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) de la Directive Cadre européenne sur l’Eau (DCE) ;
- de réglementations françaises telles que les arrêtés de mise en application de la DCE à l’échelle nationale.
Elles peuvent être des « Valeurs guides » lorsque ce sont des propositions scientifiques de l’INERIS qui ne sont pas reportées dans des textes réglementaires. C’est le cas de toutes les valeurs établies par l’INERIS pour guider l’évaluation de la qualité des milieux aquatiques pour les substances qui n’ont pas, ou pas encore, un statut réglementaire dans le contexte de la DCE.
Les « Valeurs Guides Environnementales » (VGE) et les « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) sont les outils consacrés pour l’évaluation de la qualité des eaux de surface, dont l’établissement est basé sur une même méthodologie européenne dédiée (E.C., 2018).
Leur construction, d’un point de vue méthodologique, est donc similaire.
Valeurs guides
Description
NORMES DE QUALITE POUR LA COLONNE D'EAU
Les normes de qualité pour les organismes de la colonne d'eau sont calculées conformément aux recommandations du guide technique européen pour l'évaluation des risques dus aux substances chimiques (E.C., 2003) et au projet de guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2009). Elles sont obtenues en divisant la plus faible valeur de NOEC ou d'EC50 valide par un facteur d'extrapolation (AF, Assessment Factor).
La valeur de ce facteur d'extrapolation dépend du nombre et du type de tests pour lesquels des résultats valides sont disponibles. Les règles détaillées pour le choix des facteurs sont données dans le tableau 16, page 101, du guide technique européen (E.C., 2003).
Moyenne annuelle (AA-QSwater_eco) :
Le nombre de données d'écotoxicité est limité pour cette substance. Aucune donnée chronique n'est disponible et il n'y a pas non plus de données aiguës pour les algues. Il n'est normalement pas possible de calculer de norme de qualité. On peut toutefois s'appuyer sur l'évaluation réalisée pour le 1,2-dichloroéthane (E. C., 2005), dans laquelle il apparaît que les algues ne représentent pas le groupe le plus sensible aussi bien en aigu, qu'en chronique. Par analogie, l'hypothèse que c'est également le cas pour le 1,1-dichloroéthane peut-être faite et une valeur peut être proposée en prenant la plus faible des données aiguës disponibles dans notre jeu de données à laquelle un facteur de sécurité de 1000 est appliqué (cf. note a du tableau 16, page 101 de E.C., 2003). On obtient donc :
Concentration Maximum Acceptable (MAC)
La concentration maximale acceptable est calculée afin de protéger les organismes de la colonne d'eau de possibles effets de pics de concentrations de courtes durées. Pour la détermination de la MAC, le document guide pour l'évaluation des effets des substances avec des rejets intermittents est utilisée (ECHA, 2008, E.C., 2009)
On dispose de données aiguës sur deux niveaux trophiques (invertébrés, poissons). On peut toutefois s'appuyer sur l'évaluation réalisée pour le 1,2-dichloroéthane (E. C., 2005), dans laquelle il apparaît que les algues ne représentent pas le groupe le plus sensible en aigu. Par analogie, l'hypothèse que c'est également le cas pour le 1,1-dichloroéthane peut-être faite et une valeur peut être proposée en prenant la plus faible des données aiguës disponibles dans notre jeu de données à laquelle un facteur de sécurité de 100 est appliqué pour déterminer la MAC :
VALEUR GUIDE DE QUALITE POUR LE SEDIMENT (QSSED)
Un seuil de qualité dans le sédiment est nécessaire (i) pour protéger les espèces benthiques et (ii) protéger les autres organismes d'un risque d'empoisonnement secondaire résultant de la consommation de proies provenant du benthos. Les principaux rôles des normes de qualité pour les sédiments sont de :
- Identifier les sites soumis à un risque de détérioration chimique (la norme sédiment est dépassée)
- Déclencher des études pour l'évaluation qui peuvent conduire à des études plus poussées et potentiellement à des programmes de mesures
- Identifier des tendances à long terme de la qualité environnementale (Art. 4 Directive 2000/60/CE).
Aucune information d'écotoxicité pour les organismes benthiques n'a été trouvée dans la littérature.
A défaut, une valeur guide pour le sédiment peut être calculée à partir du modèle de l'équilibre de partage.
Ce modèle suppose que:
- il existe un équilibre entre la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires et la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle du sédiment,
- la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires n'est pas biodisponible pour les organismes et que seule la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle est susceptible d'impacter les organismes,
- la sensibilité intrinsèque des organismes benthiques aux toxiques est équivalente à celle des organismes vivant dans la colonne d'eau. Ainsi, la norme de qualité pour la colonne d'eau peut être utilisée pour définir la concentration à ne pas dépasser dans l'eau interstitielle.
NB : La pollution actuelle peut être suivie dans les matières en suspension et les couches superficielles du sédiment. Les couches profondes intègrent la contamination historique sur des dizaines voire des centaines d'années et ne sont pas jugées pertinentes pour caractériser la pollution actuelle. Les paramètres par défaut préconisés par Lepper (2002) et le guide technique européen (E.C., 2003) ont été choisis empiriquement pour caractériser les matières en suspension et les couches superficielles. Matières en suspension et couches superficielles contiennent relativement plus d'eau et de matière organique que les couches profondes du sédiment.
Une valeur guide de qualité pour le sédiment peut être alors calculée selon l'équation suivante (adaptation de l'équation 70 page 113 du guide technique européen, E.C., 2003) :
Avec :
RHOsup : masse volumique de la matière en suspension en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 18 page 44, E.C., 2003) est utilisée : 1150 kg.m-3 .
Kpsusp-eau : coefficient de partage matière en suspension/eau en m 3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 24 page 47, E.C., 2003) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0.9 + 0.025 * Koc soit Kpsusp-eau = 1.65 m3/m3 .
Ainsi, on obtient :
La concentration correspondante en poids sec peut être estimée en tenant compte du facteur de conversion suivant :
Avec :
Fsolidesusp : fraction volumique en solide dans les matières en suspension en [m3solide/m3susp]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 0.1 m 3/m3 .
RHOsolide : masse volumique de la partie sèche en [kgsolide/m3solide]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 2500 kg.m-3 .
Pour le 1,1-dichloroéthane, la concentration correspondante en poids sec est :
QSseddry_weight = QSsedwet weight * 4.6 = 607.2 µg.kg-1sed poids sec
Le LogKow de la substance étant inférieur à 5, un facteur additionnel de 10 n'est pas jugé nécessaire.
Il faut rappeler que les incertitudes liées à l'application du modèle de l'équilibre de partage sont importantes. Les sédiments naturels peuvent avoir des propriétés très variables en termes de composition (nature et quantité de matières organiques, composition minéralogique), de granulométrie, de conditions physico-chimiques, de conditions dynamiques (taux de déposition/taux de resuspension). Par ailleurs ces propriétés peuvent évoluer dans le temps en fonction notamment des conditions météorologiques et de la morphologie de la masse d'eau. Si bien que le partage entre la fraction de toxique adsorbé et la fraction de toxique dissous peut être extrêmement variable d'un sédiment à un autre et l'hypothèse d'un équilibre entre ces deux fractions ne semble pas très réaliste pour des conditions naturelles.
Par ailleurs, certains organismes benthiques peuvent ingérer les particules sédimentaires, et donc être contaminés par la fraction de substance adsorbée sur ces particules, ce qui n'est pas pris en compte par la méthode.
NORME DE QUALITE EMPOISONNEMENT SECONDAIRE (QSBIOTA_SEC POIS)
La norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire (QSbiota sec pois) est calculée conformément aux recommandations du guide technique européen (E.C., 2003). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés dans le tableau 23 page 130 du guide (E.C., 2003).
NORME DE QUALITE POUR LA SANTE HUMAINE VIA LA CONSOMMATION DES PRODUITS DE LA PECHE (QSBIOTA_HH)
La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005) :
Ce calcul tient compte de :
- un facteur correctif de 10% (soit 0.1) : la VTR donnée ne tient compte en effet que d'une exposition par voie orale, et pour la consommation de produits de la pêche uniquement. Mais la contamination peut aussi se faire par la consommation d'autres sources de nourriture, par la consommation d'eau, et d'autres voies d'exposition sont possibles (inhalation ou contact cutané). Le facteur correctif de 10% (soit 0.1) permet de rendre l'objectif de qualité plus sévère d'un facteur 10 afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.
- la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.175 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus),
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- Cons. Journ. Moy : une consommation journalière moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour,
Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il peut être inadapté pour couvrir les risques pour les individus plus sensibles ou plus vulnérables (masse corporelle plus faible, forte consommation de produits de la pêche, voies d'exposition individuelles particulières). Le facteur correctif de 10% n'est donné que par défaut, car la contribution des différentes voies d'exposition varie selon les propriétés de la substance (et en particulier sa distribution entre les différents compartiments de l'environnement), ainsi que selon les populations considérées (travailleurs exposés, exposition pour les consommateurs/utilisateurs, exposition via l'environnement uniquement). L'hypothèse cependant que la consommation des produits de la pêche ne représente pas plus de 10% des apports journaliers contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2009).
Pour le 1,1-dichloroéthane, le calcul aboutit à:
Comme pour l'empoisonnement secondaire, la concentration correspondante dans l'eau du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :
Avec :
BCF: facteur de bioconcentration,
BMF : facteur de biomagnification.
Ce calcul tient compte du fait que la substance présente dans l'eau du milieu peut se bioaccumuler dans le biota. Il donne la concentration à ne pas dépasser dans l'eau afin de respecter la valeur de la PNEC pour l'empoisonnement secondaire déterminée dans le biota.
La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biota et la concentration dans l'eau) et du facteur de biomagnification (BMF,
ratio entre la concentration dans l'organisme du prédateur en bout de chaîne alimentaire, et la concentration dans l'organisme de la proie au début de la chaîne alimentaire). Les valeurs de BCF peuvent être couramment trouvées dans la littérature. En l'absence de valeurs mesurées pour le BMF, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le tableau 29, page 160, du guide technique européen (E.C., 2003).
Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il fait en effet l'hypothèse qu'un équilibre a été atteint entre l'eau et le biota, ce qui n'est pas véritablement réaliste dans les conditions du milieu naturel. Par ailleurs il repose sur un facteur de bioaccumulation qui peut varier de façon importante entre les espèces considérées.
Pour le 1,1-dichloroéthane, un BCF estimé de 5 (US-EPA, 2004) et un BMF de 1 (cf. E.C., 2003) ont été retenus. On a donc:
QSwater_hh food [μg.L-1] = 10.65 / (5*1) = 2.13 µg.L-1
NORME DE QUALITE POUR LA SANTE HUMAINE VIA L'EAU DE BOISSON (QSdw_hh)
La norme de qualité pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005):
Cons.moy.eau [L.j-1]
Ce calcul tient compte de:
- la valeur toxicologique de référence (VTR) ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.175 µg/kgcorporel/j, (Cf.tableau ci-dessus),
- une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
- un poids corporel moyen de 70 kg,
- un facteur correctif de 10% (soit 0.1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.
L'eau de boisson est obtenue à partir de l'eau brute du milieu après traitement pour la rendre potable. La fraction éliminée lors du traitement dépend de la technologie utilisée ainsi que des propriétés de la substance.
En l'absence d'information, on considèrera que la fraction éliminée est nulle et le critère pour l'eau de boisson s'appliquera alors à l'eau brute du milieu. Par ailleurs, on rappellera que ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif et peut s'avérer inadéquat pour certaines substances et certaines populations.
Pour le 1,1-dichloroéthane, on obtient :
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Synthèse
PROPOSITION DE NORME DE QUALITE ENVIRONNEMENTALE (NQE)
La NQE est définie à partir de la valeur de la norme de qualité la plus faible parmi tous les compartiments étudiés.
Pour le 1,1-dichloroéthane, la norme de qualité pour l'eau destinée à l'eau potable est la valeur la plus faible pour l'ensemble des approches considérées. La proposition de NQE pour le 1,1-dichloroéthane est donc la suivante :
VALEURS GUIDES POUR LE SEDIMENT
Avec un Koc de 30 L.kg-1 et un Log Kow = 1.79, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment n'est pas recommandée par le projet de document guide européen (E.C., 2009).
Bibliographie
Données technico-économiques
Dernière vérification le 29/03/2024
Tableaux de synthèse
Généralités
| CAS | 75-34-3 |
|---|---|
| SANDRE | 1160 |
| 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 2005 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. Législation européenneLe 1,1 DCE est réglementé dans la Directive 2004/73/CE de la Commission du 29 avril 2004, 29ième adaptation de la directive 67/548/CEE du Conseil qui concerne le rapprochement des dispositions législatives, réglementaires et administratives relatives à la classification, l'emballage et l'étiquetage des substances dangereuses. Le 1,1 DCE est également listé dans la Directive 76/464/CEE comme substance toxique ou néfaste à long terme pour l'environnement aquatique. |
| Classification CLP | Voir la classification CLP |
| Valeurs et normes appliquées en France |
Les paragraphes ci-après présentent les principales valeurs et normes en vigueur à la date de la rédaction de cette rubrique. Cet inventaire n’est pas exhaustif. Selon l'arrêté du 2 février 1998 relatif aux prélèvements et à la consommation d'eau ainsi qu'aux émissions de toute nature émanant des installations classées et soumises à autorisation, un arrêté préfectoral d'autorisation fixe des concentrations limites de 1,1 DCE dans un rejet si ce rejet de 1,1 DCE dépasse 10 g.j-1 (annexe V c 2, article 32). L'Arrêté du 3 avril 2000 relatif à l'industrie papetière (JO du 17 avril 2000 p.9143) reprend les mêmes valeurs limites que l'arrêté du 2 février 1998. |
| Informations complémentaires |
Le 1,1-Dichloroéthane est une substance synthétique liquide, sans couleur et huileuse. Le 1,1-DCE s'évapore rapidement à température ambiante et a une odeur d'éther. Il brûle facilement. Quand il est relâché dans l'environnement, c’est habituellement plutôt sous forme de vapeur que de liquide. Il appartient à la famille des Composés Organo-Halogénés Volatils (C.O.H.V) et des dérivés halogénés des hydrocarbures. |
Production et utilisation
Production et ventes
Données économiques
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Production aux USA
Selon l'ATSDR (1990), les informations concernant le volume de production du 1,1 dichloroéthane sont limitées. Au moins 45 000 tonnes ont été produites en 1977 (HSDB, 1988). Les principales compagnies produisant le 1,1 DCE aux Etats unis étaient la PPG Industries Inc., la Continental Oil Company et la Vulcan Materials, toutes basées en Louisiane, et la Dow Chemical située au Texas. Ces compagnies fabriquaient toutes le 1,1 dichloroéthane principalement en tant qu'intermédiaire dans la fabrication du 1,1,1 trichloroéthane. Selon le National Security Council (NSC2), en 1988, la capacité de production de PPG Industries était estimée à 29 000 tonnes.
Pour le NSC, la capacité de production du 1,1 DCE en 1985 était de 80 000 tonnes par an, en baisse par rapport aux 122 000 tonnes en 1977. La production américaine était estimée en 1989 entre 75 000 et 80 000 tonnes.
Cependant, le site américain de l'EPA (Inventory Update Rules, IUR)3 qui répertorie les inventaires des émissions déclarées par les industriels donne des chiffres pour le 1,1 DCE. Cette source d'information est la plus récente mais, le site ne fournit que des intervalles de productions, permettant ainsi d'avoir un ordre d'idée.
Pour le 1,1 DCE, le tableau ci dessous reprend les intervalles donnés par l'IUR4 mais en tonnes.
Tableau 1 : Production de 1,1 Dichloroéthane aux Etats Unis en tonnes (Source : IUR)
La principale constatation est que la production américaine s'est littéralement effondrée, passant de plus de 45 000 tonnes au milieu des années 80 à moins de 200 tonnes en 2002.
Le site référence également les deux producteurs américains DOW CHEMICAL COMPANY et SOMERSET REFINERY, INC.
Production européenne
Le site « European Chemicals Information system »5 du Bureau européen des substances chimiques ne référence qu'un seul producteur ou importateur de 1,1 DCE en Europe : ICI Chemicals & Polymers Limited à Runcorn (Cheshire) au Royaume Uni. Selon le guide de la chimie 2004, un seul distributeur est répertorié pour le 1,1 dichloroéthane. Interrogé sur cette activité, ce distributeur indique toutefois que les ventes du 1,1 DCE ont été nulles en France, ces dernières années.
Aucun chiffre n'est disponible sur la production européenne et française. Mais, compte tenu des éléments en notre possession, on peut supposer qu'elle est extrêmement faible, d'autant plus que l'on peut supposer que la production européenne a suivi la même évolution que la production américaine.
Par ailleurs, selon le Syndicat des Halogènes et Dérivés (SHD) (communication personnelle), en France, le 1,1 dichloroéthane ne serait pas produit en tant que tel, il serait simplement un sous produit de la production du 1,2 dichloroéthane.
[5] http://ecb.jrc.it/esis/esis.php?PGM=ein
Place de la substance dans l'économie française
A ce jour aucune information n'est disponible sur l'utilisation du 1,1 DCE en France. Cependant, on peut supposer que cette substance ne représente pas une grande consommation, et que son utilisation est négligeable voire nulle.
Procédés de production
Selon l'ATSDR (1990), le 1,1 Dichloroéthane est produit commercialement à travers la réaction du chlorure d'hydrogène et du chlorure de vinyle à 20° 55°C en présence d'un catalyseur. D'autres méthodes de production comprennent la chloration de l'éthane, la réaction du chlorure de phosphore avec un acétaldéhyde en tant que sous produit lors de la fabrication du chloral et en tant qu'intermédiaire lors de la production du chlorure de vinyle et du 1,1,1 trichloroéthane par photo chloration (Windholz 1983).
Selon HSBD (1988), pour un degré de pureté de 99,7% du 1,1 dichloroéthane, les impuretés sont :
- Chlorure d'éthyle 0,02% ;
- Oxyde de butylène 0,08% ;
- Trichloréthylène 0,08% ;
- 1,2 dichloroéthane 0,01% ;
- Inconnu 0.14%, (exprimé en pourcentage de volume en poids de l'échantillon).
Il semble assez difficile d'avoir des informations sur cette substance. Par exemple, l'INERIS pour une « étude sur la mise en place d'étalons de référence nationaux pour les COV toxiques » (LCSQA, 2004)1 n'a pas pu se fournir en 1,1 DCE et a dû le remplacer par le 1,2 DCE pour son étude comparative.
Plus généralement, pour la production du chlorure de vinyle, le 1,2 dichloroéthane est la matière première, ceci dit, le 1,1 dichloroéthane serait également utilisé principalement à cette fin et pour la fabrication du 1,1,1 trichloroéthane, lui même utilisé pour la fabrication de gaz fluorés.
Toutefois, le procédé utilisé en France pour la fabrication du 1,1,1 trichoroéthane fait appel à la méthode de chloration, qui ne fait pas intervenir le 1,1 DCE.
[1] http://www.lcsqa.org/rapport/prog/prog2004.htm
[2] http://www.nsc.org/ehc/chemical/11dichlo.htm
[3] http://www.epa.gov/oppt/iur/iur02/index.htm
[4] http://www.epa.gov/cgi bin/iursrch3_2002.cgi
Utilisations
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Pour l'ATSDR (1990), La plus grande utilisation individuelle de 1,1 dichloroéthane est comme intermédiaire dans la fabrication d'autres produits tels que le chlorure de vinyle, le 1,1,1 trichloroéthane6, et à un moindre degré certains caoutchoucs. Il serait également utilisé de façon limitée comme dissolvant pour les plastiques, les huiles, et les graisses, et serait employé comme décapant. Dans le passé, le 1,1 dichloroéthane servait comme anesthésique, mais ce n'est plus le cas. Les sources les plus récentes donnent comme utilisations du 1,1 DCE : intermédiaire dans la fabrication du chlorure de vinyle et de solvants chlorés ; agent dans les antigels d'essence ; décapant pour les peintures et les vernis ; dégraisseur de métal ; synthèse organique (Verschueren, 2001).
Selon le Syndicat des Halogènes et Dérivés (SHD) (communication personnelle), le 1,1 DCE n'est pas utilisé en tant que sous produit du 1,2 DCE, il est simplement incinéré. S'il est utilisé, il l'est de façon anecdotique.
[6] Depuis 1996 et l’entrée en vigueur du Protocole de Montréal sur la protection de la couche d’ozone, la production et l’importation du 1,1,1-trichloroéthane ne sont plus autorisées en Europe. Toutefois pour des usages essentiels peuvent être admis.
Rejets dans l’environnement
Sources naturelles
Il n'y a pas de sources naturelles de 1,1 DCE connues.
Sources non-intentionelles
Le 1,1,1 trichloéthane est biodégradable dans des environnements anaérobies méthanogènes en 1,1 DCE (McCarty et al., 1986).
Émissions anthropiques totales
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Les principales sources de rejets anthropiques de 1,1 DCE sont liées à la production industrielle et aux usages (intermédiaire chimique, solvant et décapant), aux émissions diffuses du stockage, et de distribution du 1,1 DCE .
Les rejets provenant des procédés industriels sont presque exclusivement déversés dans l'atmosphère. Les rejets dans les eaux de surfaces et les sols se volatilisent rapidement dans l'atmosphère.
Émissions atmosphériques
Les émissions dans l'air aux USA représentent plus de 99 % de l'ensemble des rejets de 1,1 DCE dans l'environnement (Perwak et al. 1982). Le 1,1 Dichloroéthane issu de la production du 1,1,1 trichloroéthane représente environ 52% des rejets atmosphériques, et celui rejeté lors de la production de 1,2 dichloroéthane compte pour environ 35%. EPA donne des rejets approximatifs de 5 tonnes de 1,1 DCE par an aux USA provenant des stations d'épuration industrielles (EPA, 1980). Compte tenu du fait que ces données sont déjà anciennes et que le contexte a beaucoup changé depuis l'interdiction du 1,1,1 trichloroéthane en 1996, on peut estimer que les rejets dans l'air ont beaucoup baissé depuis, ne serait ce qu'en raison de la chute de la production.
Émissions vers les eaux
Les rejets industriels de 1,1 DCE dans les eaux de surface sont mineurs en comparaison de ceux dans l'air. Les rejets issus de l'utilisation de solvants et ceux des stations d'épuration expliquent seulement 2.000 kilogrammes annuels (Perwak et al., 1982). On pense que les processus industriels utilisant le 1,1 dichloroéthane comme intermédiaire ou solvant chimique ou de nettoyage sont les plus grandes sources de rejets dans les eaux de surface (Young et al., 1983). Approximativement une tonne de 1,1 dichloroéthane est rejetée par an par les stations d'épuration industrielles aux USA (EPA 1980).
De même on peut aisément imaginer une forte baisse des émissions depuis la moitié des années 90.
D'après les résultats des inventaires régionaux d'émissions menés en France entre 1991 et 2000, le 1,1 DCE a été détecté en quantité non négligeable en Midi Pyrénées et surtout en Rhône Alpes en 1998. Depuis 1998, les rejets semblent avoir fortement diminué.
L'inventaire des rejets de micropolluants réalisé par la DRIRE Rhône Alpes (DRIRE, 2001) en 1998 cite l'établissement Rhodia Pont de Claix où le 1,1 DCE a été détecté. Les activités de l'établissement sont basées sur la chimie par chlorations, phosgénations, nitrations et hydrogénation.
Émissions vers les sols
Peu d'information a été trouvée concernant les rejets de 1,1 dichloroéthane dans les sols. L'utilisation de solvants et l'épandage des boues de stations d'épuration sont les seules sources identifiées avec 6 tonnes répandues en 1978 aux USA (Perwak et al., 1982). Approximativement 4 tonnes par an de 1,1 dichloroéthane provenant des boues de stations d'épuration industrielles sont dispersées dans les sols aux USA (EPA 1980).
Présence environnementale
Aquatique
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Perwak et al. (1982) résument les données de concentration dans l'eau de surface à partir des bases de données de l'EPA. Les concentrations varient de moins de 10 ppb à 1 900 ppb, et sont presque toujours inférieures aux 10 ppb.
L'étude du Bureau européen de Chimie (ECB, 2000) montre que les prélèvements effectués au Royaume Uni entre février 1987 et octobre 1989 n'ont pas révélé de 1,1 DCE dans les 69 rivières analysées.
Synthèse
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Tableau : Distribution estimée de 1,1 dichloroéthane dans l'environnement (ECB, 2000)
Perspectives de réduction
Réduction des rejets
Réduction des émissions industrielles
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Selon l'ATSDR (1990), le 1,1 Dichloroéthane peut être éliminé par atomisation dans une chambre de combustion équipée d'un dispositif approprié de nettoyage de gaz résiduaires, par incinération à haute température avec un épurateur d'acide chlorhydrique, ou en plaçant les résidus de produit dans un matériau inerte et en les stockant sur un site agréé (HSDB 1988).
Selon HSDB (1988), c'est un candidat potentiel pour l'incinération par injection liquide, avec une température ambiante de 650 à 1 600°C. et un temps de séjour de 0,1 à 2 secondes. En outre, il est un candidat potentiel pour l'incinération dans un four rotatoire, avec une température ambiante de 820 à 1600 °C et un temps de séjour de quelques secondes et pour l'incinération dans un lit fluidisé, avec une température ambiante de 450 à 980 °C et un temps de séjour de quelques secondes (USEPA,1981).
Les technologies suivantes de traitement des eaux usées ont fait l'objet de recherches pour éliminer le 1,1 DCE : charbon actif, extraction de solvant, le stripping, l'adsorption par résine.
Le Centre technique des eaux usées (CTEU) d'Environnement Canada a mis en place un pilote dans une décharge pour traiter les eaux souterraines contaminées par des substances
chimiques organiques volatiles pendant l'été 1986. Le système de traitement est composé d'une colonne de stripping traitant les eaux usées et de deuxfiltres à charbon actif en grain en série traitant les gaz. Dans les eaux usées, il y avait du 1,1 dichloroéthane, du 1,2 dichloroéthane, du chloroforme, du 1,1 dichloroéthylène, du 1,1,1 trichloroéthane, du benzène, du toluène, et du trichloréthylène. L'efficacité de l'élimination est comprise entre de 27 et 99,9% suivant les composés et les conditions d'exploitation. (Semovic L et al,1987)
Lors de Pollutec 2005, le 1er décembre 2005 à la Conférence AESN, l'Union des Industries Chimiques d'Ile de France (UIC d'Ile de France) a présenté une technique de réduction à la source du dichloroéthane de 93% en utilisant une pompe à vide sèche.
Pour les « petites » installations industrielles ne disposant pas d'incinérateur, une grande partie du 1,1 DCE présent dans leurs effluents liquides peut être adsorbée sur des filtres a charbon actif (Chemviron Carbon, 2004)7.
[7] Cette solution présente l'avantage d'être relativement facile à mettre en œuvre et peu « coûteuse » en temps de maintenance pour l'industriel (la totalité de la gestion de la dépollution des filtres étant à la charge du fournisseur de filtre).
Impact économique des mesures de réduction
Selon l'UIC d'Ile de France, le coût de la mise en place d'une pompe à vide sèche est de 100 000 euros.
Le 1,1 DCE étant un COV, on peut estimer le coût de la réduction des émissions de COV par les industriels en étudiant le marché de la lutte contre les Composés Organiques Volatils. Celui ci a été estimé à 32,4 M€ en 2004, en augmentation de 20% par rapport à 2003. Il devrait encore continuer à augmenter de 20% en 2005, pour atteindre 38,8 M€ (Actu® environnement, 2005).
Les procédés de traitement des COV ont des coûts qui vont dépendre du type d'installation et du débit de gaz.
Le tableau ci après indique quelques coûts8 (Source : EC, 2001) :
De même, le 1,1 DCE pouvant être utilisé comme solvant, selon les industriels interrogés, le coût de la régénération et de la réutilisation des solvants est aujourd'hui plus économique que le coût d'achat d'un solvant neuf auquel il faut ajouter le coût de la destruction après utilisation.
[8] Voir également le paragraphe sur le traitements des effluents gazeux.
Alternatives aux usages
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En tant que produit intermédiaire du 1,1,1 trichloroéthane, deux procédés de fabrication existent dont l'un ne fait pas intervenir le 1,1 DCE. Par ailleurs, le 1,1,1 trichloroéthane peut être à son tour substitué. En effet, selon le site internet de l'HRAI (Institut Canadien du Chauffage, de la Climatisation et de la Réfrigération) il y a une grande variété d'options disponibles pour remplacer les réfrigérants HCFC (fabriqués à partir du 1,1,1 trichloroéthane), en particulier l'utilisation des hydrofluorocarbures (HFC) ou de l'ammoniac (ces réfrigérants n'appauvrissent pas la couche d'ozone et peuvent remplacer les CFC et les HCFC).
Conclusion
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Le 1,1 dichloroéthane est un composé aromatique halogéné volatil. Il est essentiellement un sous produit de la production du 1,2 dichloroéthane. Très peu utilisé, et uniquement pour fabriquer le 1,1,1 trichloroéthane ou des solvants, il est le plus souvent incinéré. Les émissions de 1,1 dichloroéthane se font avant tout vers l'atmosphère, et sont dues aux rejets industriels des usines de production ou d'utilisation.
Suite à de nombreuses réglementations, limitant ou interdisant l'utilisation des solvants halogénés, leur consommation a fortement diminué depuis une trentaine d'année. Ainsi, la consommation européenne de solvants chlorés est passée de 920 000 à 220 000 t.an-1 entre 1974 et 2004 (Vignes, J.L, 2005). Dans ces conditions, les rejets de 1,1 dichloroéthane, dus à son utilisation comme solvant, ont certainement diminué.
Sa présence dans l'environnement et ses rejets sont très peu documentés. Il est probable que les rejets vers les milieux aquatiques baissent dans les prochaines années.
Bibliographie
Archives
Dernière vérification le 29/03/2024
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