Identification

Numero CAS

120-83-2

Nom scientifique (FR)

2,4-Dichlorophénol

Nom scientifique (EN)

2,4-dichlorophenol

Autres dénominations scientifiques (FR)

dichloro-2,4 phenol

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

1,3-Dichloro-4-hydroxybenzene ; 2,4-dichloro-Phenol ; 2,4-Dichlorphenol ; Phenol, 2,4-dichloro-

Code EC

Code SANDRE

Numéro CIPAC

Formule chimique brute

\(\ce{ C6H4Cl2O }\)

Code InChlKey

HFZWRUODUSTPEG-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

Oc(c(cc(c1)Cl)Cl)c1

Classement transport

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 H314
Mention du danger - Texte Provoque de graves brûlures de la peau et de graves lésions des yeux.
Classe(s) de dangers Corrosion / Irritation cutanée
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Méthodes analytiques

Introduction

Air

Eau

Sol

Autres milieux

Programmes

Généralités

Poids moléculaire

163.00 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 4500 mg.L-1
à 20°C
UNEP p.24
Constante de dissociation (pKa) 2.89 -
à 20 °C
INERIS (2005)
Densité 1.38 - UNEP p.24
Densité 5.62 - INERIS (2005)
Pression de vapeur 16 Pa
à 25°C
UNEP p.24
Point d'ébullition 210 °C INERIS (2005)
Point de fusion 43.5 °C UNEP p.24
Constante de Henry 0.275 Pa.m3.mol-1
valeur minimum
INERIS (2005)
Constante de Henry 0.35 Pa.m3.mol-1 UNEP p.24
Constante de Henry 0.587 Pa.m3.mol-1
valeur maximum
INERIS (2005)
Diffusivité dans l'air (Da) 0.0346 cm2.s-1 INERIS (2009)
Diffusivité dans l'eau (Dw) 8.77e-06 cm2.s-1 INERIS (2009)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 3.06 - Expérimentation FOOTPRINT
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 3.23 -
de 3.21 à 3.25 à 20°C
UNEP p.24
Coefficient de diffusion à travers le PEHD 8.77e-06 -
m2/j
INERIS (2009)
Perméabilité cutanée à une solution aqueuse 8.77e-06 cm.h-1 INERIS (2009)
Ceci est un aperçu

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Matrices

Atmosphère

FDTE/VTR Importer Compte tenu de sa pression de vapeur, le 2,4-dichlorophénol émis dans l'atmosphère n'est présent que sous forme de vapeur. En cas de précipitations, le 2,4-dichlorophénol peut être entraîné par la pluie et s'introduire dans les compartiments terrestres (sols, eau et sédiments).

Milieu eau douce

VGE/NQE Importer

Volatilisation :

Le temps de demi-vie du 2,4-dichlorophénol est estimé à 70 jours dans une rivière et à 514 jours dans un lac. Au vu de ces résultats et de sa constante de Henry (0.35 Pa.m3.mol-1), la substance en solution aqueuse aura une faible tendance à se volatiliser. (HSDB, 2003)


FDTE/VTR Importer Lorsqu'il atteint les eaux de surface, le 2,4-dichlorophénol a une forte tendance à s'adsorber sur les particules en suspension. La phase demeurant libre dans l'eau se volatilise dans l'atmosphère, des demi-vies de 70 à 514 jours, obtenues par modélisation, ont été rapportées. D'autres études de modélisation ont montré que la demi-vie du 2,4-dichlorophénol dans les systèmes aquatiques variait respectivement de 94 à 306 jours, selon la prise en considération ou non du compartiment "sédiment" dans le modèle.

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

VGE/NQE Importer

Adsorption :

D'après les valeurs de Koc (comprises entre 125 et

5000 L.kg-1), la substance semble être adsorbable. L'adsorption sur les particules de sol ou les sédiments est gouvernée par le pH. Dans les milieux alcalins (pH > 7), le 2,4-dichlorophénol sera présent sous forme principalement ionisée donc dissociée, ce qui réduit son adsorption sur le matériel particulaire. A l'inverse, dans des milieux à tendance acide (pH < 7), l'adsorption sera plus élevée, ce qui limitera sa mobilité.

L'intervalle de valeurs 125-5000 L.kg-1 est utilisé dans la détermination de la norme de qualité pour les sédiments. (INERIS, 2005)

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

FDTE/VTR Importer Lorsqu'il est présent dans le sol, le 2,4-dichlorophénol a une mobilité faible à modérée. Compte tenu de sa constante de Henry, la volatilisation du 2,4-dichlorophénol à partir de sols humides constitue un processus de transfert important. Pour les mêmes raisons, la volatilisation à partir d'un sol sec est relativement faible. Dans les sols alcalins (pH = 10), le 2,4-dichlorophénol sera présent sous forme principalement ionisée donc dissociée, ce qui réduit son adsorption sur le matériel particulaire, à l'inverse, dans des sols acides, l'adsorption sera plus élevée, ce qui limitera sa mobilité.
L'adsorption sur les particules de sol est gouvernée par le pH et le pourcentage d'ions oxydes (Artiola-Fortuny et Fuller, 1982). Ces même auteurs rapportent des valeurs de Koc de 200 à 5 000 selon la nature du sol. Compte tenu du pKa de 7,8 à 20 °C, le 2,4-dichlorophénol est sous forme ionisée à pH 10 et sous forme non dissociée à pH <7. La forme ionisée ne s'adsorbe pas sur les sols organiques neutres ou chargés négativement. Il en est de même pour la forme non-ionisée (Johnson et al., 1985).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 125 L.kg-1
valeur minimale
UNEP p.24
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 5000 L.kg-1
valeur maximum
INERIS (2005)
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 83 L.kg-1
valeur minimum
INERIS (2005)
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Persistance

Biodégradabilité

VGE/NQE Importer

Biodégradabilité :

98-100% de dégradation après 120 heures (OECD 302B, population microbienne adaptée). Le 2,4-dichlorophénol est considéré comme intrinsèquement biodégradable.
La substance est non facilement biodégradable (OECD 301 C) après 28 jours (boues d'origine domestique).
La majeure partie de la biodégradation du 2,4dichlorophénol aboutit à la formation de 4-chlorophénol. -
(UNEP, 2006 INERIS, 2005)


FDTE/VTR Importer
Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Biodégradabilité intrinsèquement biodégradable -
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Dégradabilité abiotique

VGE/NQE Importer

Hydrolyse :

Aucune réaction d'hydrolyse n'est attendue en raison de la structure de la molécule : présence de groupes aromatiques halogénés et de phénols non hydrolysables.
60% de dégradation après 40 jours (pH = 7.1, 20°C, obscurité, eau stérilisée).
(UNEP, 2006)

Photolyse :

Le temps de demi-vie du 2,4-dichlorophénol est inférieur à 3 heures avec une concentration de 25 µg.L-1 dans l'eau distillée. (UNEP, 2006)


FDTE/VTR Importer La dégradation abiotique dans l'atmosphère est gouvernée par la constante de réaction photochimique ; ce taux est évalué à 1,06.10-12 cm3/molécule-s à 25 °C, qui correspond à une demi-vie de 15 jours et à la formation de 5.105 radicaux hydroxyles par cm3.

En raison de l'absence de groupes fonctionnels hydrolysables, le 2,4-dichlorophénol est faiblement hydrolysé dans l'eau.
Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Photolyse 3.6 j
calculée
UNEP p.24
Photolyse 0.125 j
valeur maximale
UNEP p.24
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Atmosphère

Milieu eau douce

FDTE/VTR Importer En culture statique inoculée par une eau usée de station d'épuration, le 2,4-dichlorophénol est rapidement dégradé à 99 % en 7 jours, et ne requiert pas de processus d'adaptation de la flore microbienne (Tabak et al., 1981). La dégradation complète du 2,4-dichlorophénol se produit en 5 jours dans un montage DBO inoculé par une boue activée (Ingols et al., 1966).

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

FDTE/VTR Importer La biodégradation anaérobie, étudiée dans les sédiments de deux plans d'eau a permis d'observer une dégradation complète du 2,4-dichlorophénol en quatre semaines (Rogers et Hale, 1987). La biodégradation du 2,4-dichlorophénol se fait à la fois par voie aérobie et anaérobie. Le devenir du 2,4-dichlorophénol dans le milieu aquatique a été largement étudié. La persistance est considérablement réduite en présence de microflore adaptée capable de les métaboliser. Cependant, les conditions abiotiques de température et de pH peuvent conduire à une persistance plus élevée (Krijgsheld et Van Der Gen, 1986). Des expériences effectuées dans les sédiments ont montré une dégradation de 45 à 73 % sur une période de 15 à 30 jours. La majeure partie de la biodégradation du 2,4-dichlorophénol aboutit à la formation de 4-chlorophénol.

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

FDTE/VTR Importer Des valeurs de 79 - 82 % de dégradation après 12 - 14 jours ont été rapportées dans des sols riches en argile dans des conditions aérobies. Des expériences similaires effectuées dans les sédiments ont montré une dégradation de 45 à 73 % sur une période de 15 à 30 jours. La majeure partie de la biodégradation du 2,4-dichlorophénol aboutit à la formation de 4-chlorophénol.

Conclusion sur la persistance

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

FDTE/VTR Importer La bioaccumulation chez les organismes aquatiques est relativement faible. (Krijgsheld et Van Der Gen, 1986). Des facteurs de bioconcentration (BCF) de 7,1 à 69 ont été calculés pour la carpe (CITI, 1992). Des BCF de 34 à 100 ont été calculés pour Crassius auratus, et de 257 à 263 pour les algues planctoniques d'eau douce (Suntio et al., 1988). Ces mêmes auteurs ont mesuré un BCF de 10 pour la truite. Le 2,4-dichlorophénol s'accumule principalement dans la bile des poissons. Plusieurs auteurs ont mesuré des concentrations élevées de 2,4-dichlorophénol. Soderstrom et al. (1994) ont mesuré des concentration de 240 à 7 700 ng/g de bile chez la perche (Perca fluviatilis). Des concentrations de 7 à 20 µg/L ont été mesurées par Hodson et al. (1984) dans la bile de catostomes (Catostomus commersoni) prélevés en amont et en aval d'une usine papetière utilisant le procédé kraft. L'accumulation de 2,4-dichlorophénol dans le tissu musculaire des poissons demeure cependant relativement faible.

Organismes terrestres

FDTE/VTR Importer Aucune donnée précise sur la bioaccumulation du 2,4-dichlorophénol n'a été trouvée dans la littérature.

Organismes sédimentaires

Conclusion sur la bioaccumulation

VGE/NQE Importer

Bioaccumulation :

BCF = 7.1-69 pour Cyprinus carpio après 56 jours à

25°C (OECD 305C).

BCF = 34 pour Carassius auratus après 25 heures à

20°C.

Le 2,4-dichlorophénol ne peut pas être considéré comme bioaccumulable.

La valeur maximale de 69 est utilisée dans la détermination des normes de qualité. (UNEP, 2006E.C., 2002)

Introduction

Toxicocinétique

Synthèse

FDTE/VTR Importer Chez l'homme:
Par voie cutanée, le 2,4-dichlorophénol est rapidement absorbé par la peau.
Par voie orale, le 2,4-dichlorophénol est également très rapidement absorbé par le tractus gastro-intestinal du fait de sa forte solubilité lipidique et sa faible ionisation au pH physiologique. Il s’accumule principalement au niveau du foie et des reins. 80 à 90 % sont éliminés sous forme de glucuronates ou de sulfates par les urines (HSDB, 1998).
Par inhalation, les données relatives au 2,4-dichlorophénol sont inexploitables.
Il a par ailleurs été montré que le caractère lipophile du 2,4-dichlorophénol lui permet de se lier de manière réversible à l'albumine sérique humaine (Judis, 1982).

Chez l'animal:
Les résultats chez l’animal sont similaires à ceux observés chez l’homme.
L'étude de la distribution et du métabolisme du 2,4-dichlorophénol chez le rat a montré que les plus fortes concentrations se retrouvent au niveau des reins, du foie, du tissu adipeux et du cerveau. Il est aussi rapidement métabolisé. La demi-vie de ce composé et de ses conjugués dans le plasma, le cerveau, le foie et les reins se situe dans une fourchette de 4 à 30 minutes (Somani et Khalique, 1982).
Chez le lapin, les sulfates représentent au moins 16 % de l'élimination du
2,4-dichlorophénol par les urines (HSDB, 1998).

Equivalents biosurveillance

Toxicité aiguë

Généralités

FDTE/VTR Importer Les symptômes les plus fréquents consécutifs à l’exposition aiguë accidentelle ou volontaire au 2,4-dichlorophénol sont des convulsions, une ataxie, des maux de tête et une diminution de la température corporelle (OMS IPCS, 1987 ; Gosselin et al., 1984).

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Par inhalation, la sensation de brûlure s'accompagne d'une toux avec irritation de la gorge. Des crampes abdominales sont fréquemment ressenties lors de l’ingestion de 2,4-dichlorophénol (OMS IPCS,1989). Le 2,4-dichlorophénol présente une toxicité aiguë plus modérée que les tri, tétra ou pentachlorophénol.

FDTE/VTR Importer L’US EPA et l’OSHA ont été alertés par quatre cas de mort accidentelle survenus entre 1980 et 1998 en milieu industriel. Bien que l’information sur les circonstances des accidents soient très insuffisants, il s’agissait dans la majorité des cas de personnes ayant reçu du 2,4-dichlorophénol en fusion sur la peau (fuite de 2,4-dichlorophénol d’un tuyau sous-pression, vaporisation du produit provoquée par la présence accidentelle d’eau dans un système à haute température). Les zones de contamination ont été selon les cas limitées au niveau du visage et du cou, ou étendues aux avant-bras, à un genou et une cuisse. Dans un des cas, le sujet a également été exposé au niveau des voies aériennes supérieures en respirant le 2,4-dichlorophénol présent sous forme de vapeurs au moment de l’accident. La mort des quatre individus a été rapidement provoquée par un collapsus cardiovasculaire. Les autopsies mentionnent dans deux des cas la présence de brûlures au niveau des zones de contact avec le 2,4-dichlorophénol, ainsi qu’un œdème pulmonaire hémorragique. Les analyses biologiques post-mortem réalisées sur deux sujets ont également permis de mesurer des concentrations de 2,4-dichlorophénol de 13,1 mg/L et 24,3 mg/L dans le sang, 6,2 mg/L et 5,3 mg/L dans les urines, ou encore dans le second cas des valeurs de 18,7 mg/L dans la bile et 1,2 mg/L au niveau de l’estomac. Les différentes organisations américaines (US EPA, OSHA, NIOSH) déplorent le manque de données toxicologiques relatives au 2,4-dichlorophénol en fusion et travaillent sur l’élaboration de mesures pratiques destinées à protéger les travailleurs (US EPA, 2000).

FDTE/VTR Importer

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Par inhalation, la CL50 est de 0,97 mg/L chez le rat pour une exposition de 4 heures (étude non publiée Rhône Poulenc, 1980).

FDTE/VTR Importer L’administration orale de 2,4-dichlorophénol à des rats a permis d’observer après quelques minutes une augmentation de la fréquence respiratoire, suivie par l’apparition d’une perte de la motricité et de fortes convulsions (Clayton et Clayton, 1993, 1994).

Les valeurs des DL50 établies par voie orale chez la souris sont de 1 352 mg/kg pour les femelles et 1 276 mg/kg pour les mâles (Borzelleca et al., 1985).

FDTE/VTR Importer Un test de toxicité cutanée a permis de définir une DL50 de 780 mg/kg pour une application de 2,4-dichlorophénol en fusion chez le rat (Étude non publiée Rhône Poulenc, 1992).

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Les expositions en milieu professionnel se font essentiellement par contact cutané ou par inhalation. La population générale peut être contaminée par inhalation de l’air ambiant ou ingestion d’eau ou d’aliments contaminés. Il existe peu d'informations quantitatives sur les expositions humaines au 2,4-dichlorophénol qui est de plus souvent associé à d'autres composés toxiques. C'est sans doute ce qui explique le peu de données dans la bibliographie mentionnant les effets systémiques du 2,4-dichlorophénol chez l'homme. En milieu professionnel, quelques cas de chloracné et de porphyrie ont été décrits aux États-Unis dans des usines de fabrication des 2,4 et 2,4,5-chlorophénols (Bleiberg et al., 1964). Dans cette même étude, l'augmentation de l'excrétion de coproporphyrines chez les ouvriers de la maintenance a été observée, sans pour autant être associée à des troubles hépatiques. La valeur moyenne de 2,4-dichlorophénol retrouvée dans les urines de travailleurs exposés aux pesticides se situe autour de 203 μg/L (Fatiadi, 1984). Les troubles neurologiques et psychologiques parfois associés à l'exposition aux chlorophénols ne sont pas documentés en ce qui concerne le 2,4-dichlorophénol.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer L’administration pendant 3 mois de 2,4-dichlorophénol dans l’eau de boisson à des souris des deux sexes correspondant à des doses journalières variant de 50 à 500 mg/kg/jour n’a entraîné aucune perturbation dans la prise de poids des animaux. Les quelques différences hématologiques observées chez les mâles (augmentation des leucocytes) et paramètres biochimiques chez les femelles (diminution de la créatinine sanguine) ne constituent pas des signes de toxicité importants (Borzelleca et al., 1985). Dans une autre étude de protocole similaire, où les souris ont reçu dans l’alimentation des doses journalières d’environ 230 mg/kg/jour pendant 6 mois, les auteurs ont pu observer l’augmentation transistoire du volume des hépatocytes (Kobayashi et al., 1972). C’est sur la base de ces effets qu’un NOEL de 100 mg/kg/jour a été calculé dans cette étude. Par contre l’analyse histologique des reins, de la rate et des glandes surrénales n’a montré aucune lésion particulière. Aux doses estimées à 0,3, 3 et 30 mg/kg/jour (exposition prénatale de 90 jours et post-natale de 15 semaines), les auteurs ont mis en évidence chez les jeunes rats l’augmentation dose dépendante d’anticorps sériques de l’hémocyanine de mollusque, correspondant à un test de développement de la compétence immunitaire, de même qu’à la plus forte dose l’augmentation significative du poids du foie et de la rate. L’adjuvant complet de Freund a entraîné chez les animaux exposés à la concentration de 3 mg/kg/jour de 2,4-dichlorophénol une diminution significative de la réponse d’hypersensibilité retardée (Exon et Koller, 1985). Faisant référence aux modifications de la réponse immunitaire, un NOEL de 0,3 mg/kg/jour a été établi pour cette étude. On peut remarquer qu’il est bien inférieur au NOEL de 100 mg/kg/jour établi par Kobayashi et al., (1972) mentionné précédemment.

Effets cancérigènes

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Non classé cancérigène 2001
IARC FDTE/VTR Importer Classification des chlorophénols en 2B, le mélange des chlorophénols pourrait être cancérogène pour l'homme 1987
US EPA FDTE/VTR Importer Le 2,4-dichlorophénol n’a pas fait l’objet d’une évaluation complète permettant de statuer sur son potentiel cancérogène chez l’homme.
Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Le CIRC/IARC a basé la classification des chlorophénols en 2B sur la base d'études concernant des expositions à des mélanges de chlorophénols pas toujours identifiés (IARC, 1987). Le 2,4-dichlorophénol n'a pas fait l'objet d'une classification individuelle. L’IARC mentionne néanmoins l'étude de Lynge qui décrit l'augmentation de cancers du poumon et sarcomes des tissus conjonctifs dans certaines sous-populations travaillant dans des usines de production d’herbicides du groupe des chlorophénols (dichlorophénol et 4-chloro-ortho-crésol) au Danemark entre 1951 et 1959. Bien que l’exposition des personnes à la 2,3,7,8-tétrachlorodibenzodioxine semble peu probable dans la mesure où les usines de production de trichlorophénol ont été écartées, les auteurs n’excluent cependant pas la présence de nombreux autres biais et ne peuvent conclure quant au pouvoir cancérogène du 2,4-dichlorophénol (Lynge, 1985). Dans une autre étude réalisée sur 4 500 travailleurs, exposés non exclusivement au 2,4-dichlorophénol, une augmentation significative de l’incidence de cancers du poumon, cancers du rectum et sarcomes des tissus conjonctifs a été observée chez les hommes. Chez les femmes, les tumeurs se situaient au niveau ORL. La présence de nombreuses substances en mélange ne permet pas dans cette étude de conclure sur le caractère cancérogène du 2,4-dichlorophénol (US EPA, 1987). Une étude plus récente ayant suivi 878 salariés exposés professionnellement au 2,4-dichlorophénol entre 1945 et 1983 montre un excès de cancers lymphatiques et hématopoïétiques. L'exposition à d'autres chlorophénols ou contaminants n'est pas non plus exclue (Bond et al., 1988).

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Aucune activité cancérogène du 2,4-dichlorophénol n'a été mise en évidence dans les deux études menées chez la souris (B6C3F1) et le rat (F344/N) pour des administrations quotidiennes par voie orale comprises entre 2,5 et 10 ppm sur une période de 2 ans (NTP, 1988). In vitro, le 2,4-dichlorophénol n'induit pas l'augmentation de la synthèse d'ADN sur cellules hépatiques de rats (IARC, 1987).

Effets génotoxiques

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer le 2,4-dichlorophénol a été examiné par l’Union Européenne mais n’a pas été classé 2001

Effets sur la reproduction

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Non classé 2001
Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Il n'existe pas de données publiées chez l'homme.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Des études d’exposition prénatale et/ou postnatale ont été réalisées chez le rat (Exon et al., 1984). Les femelles sont pendant toute la période de reproduction et de parturition exposées à différentes doses (3 ppm, 30 ppm ou 300 ppm) de 2,4-dichlorophénol administrées dans l’eau de boisson (0,3, 2 et 15 mg/kg p.c./j). A la naissance, les animaux ayant été exposés à une concentration prénatale de 300 ppm de 2,4-dichlorophénol présentent une taille significativement plus petite que les animaux témoins, alors que le foie et le thymus sont au contraire plus volumineux. On observe également sur ces animaux une augmentation des taux de globules rouges et d’hémoglobine. Dans une seconde étude réalisée sur des souris exposées 90 jours en période prénatale, puis durant toute la période de gestation à des doses ne dépassant pas 500 mg/kg/j (eau de boisson), les auteurs n’ont mis en évidence aucun effet sur la reproduction (implantation, résorption, nombre de mort-nés, poids, indice de fertilité) (Seyler et al., 1984). En revanche, l’administration de doses croissantes de 2,4-dichlorophénol administrées par gavage à des rates entre le 6e et le 15e jours de gestation a entraîné une perte de poids dès 375 mg/kg/j. A la plus forte de dose de 750 mg/kg/j, un retard d’ossification, une augmentation du nombre de résorptions et une réduction du poids des fœtus non viables ont été observés (Rodwell et al., 1989). Seyler et al. (1984) ont par ailleurs montré chez le rat que la motilité et la pénétration des spermatozoïdes n'étaient pas altérées par l'exposition chronique (50 à 500 mg/kg/jour) de 2,4-dichlorophénol.

Effets sur le développement

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Il n'existe pas de données publiées chez l'homme.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Voir le paragraphe effets sur la reproduction

Autres Effets

Valeurs accidentelles

Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises

Autres seuils accidentels

Valeurs réglementaires

Valeurs guides

Valeurs de référence

Introduction

VGE/NQE Importer

Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur l'homme soit via la consommation d'organismes aquatiques contaminés, soit via l'eau de boisson.

Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. Compte tenu du mode d'exposition envisagée, seuls les tests sur mammifères exposés par voie orale (dans l'alimentation ou par gavage) ont été recherchés.

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 l'évaluation des effets sur la santé humaine, seuls les résultats sur mammifères sont considérés comme pertinents. Contrairement à l'évaluation des effets pour les prédateurs, les effets de type cancérigène ou mutagène sont également pris en compte.

  • (1)Cette VTR a été déterminée par l'US-EPA.

FDTE/VTR Importer 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.

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

Autres valeurs des organismes reconnus

Description

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation et voie orale

Les valeurs de MRL (3.10-3 mg/kg/jour) et RfD (3.10-3 mg/kg/jour) établies respectivement par l’ATSDR (1999) et l’US EPA (IRIS) (1988) pour le 2,4-dichlorophénol font toutes deux référence à la même étude (Exon et Koller, 1985).
Ces valeurs sont fondées sur les modifications de la réponse immunitaire chez le rat exposé au 2,4-dichlorophénol dans l'eau de boisson. Un NOEL de 0,3 mg/kg/jour a été défini pour cette étude.
Facteurs d’incertitude : un facteur d’incertitude de 100 a été appliqué pour l’extrapolation de l’animal à l’homme et pour tenir compte des populations sensibles. En considérant que les animaux sont, en plus des 15 semaines de leur vie, exposés in utero puis via le lait maternel, un facteur d’incertitude supplémentaire n’a pas été jugé nécessaire.
Calcul : 0,3 mg/kg/j x 1/100 = 3.10-3 mg/kg/j

Le RIVM propose une TDI de 3.10-3 mg/kg/jour pour une exposition chronique au 2,4-dichlorophénol par voie orale (Baars et al., 2001).
Cette valeur est fondée sur les modifications de la réponse immunitaire chez le rat exposé au 2,4-dichlorophénol dans l'eau de boisson (Exon and Koller, 1985). Pour cette étude, un NOAEL de 0,3 mg/kg/j a été établi.
Facteur d'incertitude : un facteur d’incertitude de 100 est appliqué pour tenir compte de la variabilité intra- (facteur 10) et inter-espèces (facteur 10).

Introduction

VGE/NQE Importer

Evaluations existantes :

UNEP (2006). “SIDS Initial Assessment Report for 2,4-dichlorophenol (120-83-2).”

Effets endocriniens :

Le 2,4-dichlorophénol fait partie des substances à effets perturbateurs endocriniens démontrés ou potentiels (catégorie 2) (Petersen et al., 2007).
Pour l'homme : La substance est classée en catégorie 2 (voir ci-dessus).
Pour la faune sauvage : La substance est classée en catégorie 3 : les informations sur la substance sont insuffisantes pour pouvoir juger du caractère perturbateur endocrinien.

Critères PBT / POP :

La substance ne remplit pas les critères PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou

POP2 (PNUE, 2001).

Normes de qualité existantes :

Union Européenne : norme de qualité pour l'eau douce = 10 µg.L-1 (projet). 3
Allemagne : norme de qualité pour les eaux prélevées destinées à la consommation = 10 µg.L-1, (ETOX, 2007) 4
Etats-Unis : critère de qualité pour l'eau douce = 365 µg.L-1, (ETOX, 2007) 4
Etats-Unis : critère de qualité pour la consommation d'eau et de poissons = 93 µg.L-1 (ETOX, 2007), 4
Canada : critère de qualité pour l'eau de consommation = 0.3 µg.L-1

(ETOX, 20074)

Colombie Britannique : valeurs guides pour la vie aquatique : entre 0.3 et 10 µg.L-1 pour des pH compris entre 5.7 et 9.2 (Warrington, 1997).

Substance(s) associée(s) :

Chlorophénols : 3-chlorophénol (CAS n° : 108-43-0), 4-chlorophénol (CAS n° : 106-48-9), 2,4-dichlorophénol (CAS n° : 120-83-2)

[1] Les PBT sont des substances persistantes, bioaccumulables et toxiques et les vPvB sont des substances très persistantes et très bioaccumulables. Les critères utilisés pour la classification des PBT sont ceux fixés par l'Annexe XIII du règlement n° 1907/2006 (REACH).

[2] Les Polluants Organiques Persistants (POP) sont des substances persistantes (aux dégradations biotiques et abiotiques), fortement liposolubles (et donc fortement bioaccumulables), et volatiles (et peuvent donc être transportées sur de longues distances et être retrouvée de façon ubiquitaire dans l'environnement). Les critères utilisés pour la classification POP sont ceux fixés par l'Annexe 5 de la Convention de Stockholm placée sous l'égide du PNUE (Programme des Nations Unies pour l'Environnement).

[3] Comité Scientifique consultatif pour l'examen de la Toxicité et de l'Écotoxicité des substances chimiques de la Commission Européenne.

[4] Les données issues de cette source () ne sont données qu'à titre indicatif ; elles n'ont donc pas fait l'objet d'une validation par l'INERIS. http://webetox.uba.de/webETOX/index.do

Dans le cadre des travaux de l'OCDE réalisés pour les substances produites à fort tonnage (programme HPV), le 2,4-dichlorophénol a été évalué et le dossier SIDS5 de la substance est disponible sur le site de l'UNEP (UNEP, 2006). La plupart des données présentées dans cette fiche sont issues de cette évaluation et n'ont donc pas fait l'objet d'une évaluation supplémentaire.


FDTE/VTR Importer L'objectif de ce document est d'estimer les effets à long terme sur la faune et la flore, les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Lorsqu'un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique est disponible, les résultats d'écotoxicité aiguë ne sont pas fournis. Lorsque l'écotoxicité chronique n’est pas suffisamment connue, les résultats d'écotoxicité aiguë sont présentés et peuvent servir de base pour l'extrapolation des effets à long terme.

Dangers

Description

VGE/NQE Importer

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. La majorité des données présentées a été validée dans le cadre des travaux réalisés dans le programme HPVC de l'OCDE. Seule l'étude réalisée sur Carassius auratus a fait l'objet d'une validation 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.

Valeurs de danger

Synthèse

Eau douce

FDTE/VTR Importer Paramètres d'écotoxicité aiguë



Paramètres d'écotoxicité chronique

Sédiments d'eau douce

FDTE/VTR Importer Aucun résultat de toxicité sur organismes benthiques n’est disponible dans la littérature.

Sédiments marins

FDTE/VTR Importer Aucun résultat de toxicité sur organismes benthiques n’est disponible dans la littérature.

Sol

FDTE/VTR Importer Aucun résultat avec des organismes terrestres n’est disponible.

Biote

VGE/NQE Importer

Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur les prédateurs via la consommation d'organismes aquatiques contaminés (appelés biota, 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 jugées valides puisqu'elles sont issues de rapports ayant fait l'objet d'une expertise collective internationale.

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.

Les données obtenues sur les mammifères terrestres et les oiseaux, utilisées pour la détermination des valeurs guides pour la protection des prédateurs vis-à-vis de l’empoisonnement secondaire, sont répertoriées dans les tableaux ci-dessous.

(1) Cette valeur a été utilisée par l'US-EPA pour la détermination de la VTR.

Valeurs écotoxicologiques

Introduction

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

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

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

  1. de réglementations européennes et issues par exemple de dossiers d’évaluation des risques dans le cadre de processus d’autorisation de mise sur le marché des substances chimiques (c’est le cas des Concentrations Prédites Sans Effet pour l’environnement (PNEC) issues des dossiers réglementaires sous REACh ou dans le cas de la réglementation des produits biocides) ou issues de « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) de la Directive Cadre européenne sur l’Eau (DCE) ;
  2. de réglementations françaises telles que les arrêtés de mise en application de la DCE à l’échelle nationale.

Elles peuvent être des « Valeurs guides » lorsque ce sont des propositions scientifiques de l’INERIS qui ne sont pas reportées dans des textes réglementaires. C’est le cas de toutes les valeurs établies par l’INERIS pour guider l’évaluation de la qualité des milieux aquatiques pour les substances qui n’ont pas, ou pas encore, un statut réglementaire dans le contexte de la DCE.
Les « Valeurs Guides Environnementales » (VGE) et les « Normes de Qualité Environnementale » (NQE) sont les outils consacrés pour l’évaluation de la qualité des eaux de surface, dont l’établissement est basé sur une même méthodologie européenne dédiée (E.C., 2018).
Leur construction, d’un point de vue méthodologique, est donc similaire.

Valeurs guides

Description

VGE/NQE Importer

Les normes de qualité pour les organismes de la colonne d'eau sont calculées conformément aux recommandations du guide technique européen pour l'évaluation des risques dus aux substances chimiques (E.C., 2003) et au projet de guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2009). Elles sont obtenues en divisant la plus faible valeur de NOEC ou d'EC50 valide par un facteur d'extrapolation (AF, Assessment Factor).

La valeur de ce facteur d'extrapolation dépend du nombre et du type de tests pour lesquels des résultats valides sont disponibles. Les règles détaillées pour le choix des facteurs sont données dans le tableau 16, page 101, du guide technique européen (E.C., 2003).

Moyenne annuelle (AA-QSwater_eco) :

Une concentration annuelle moyenne est déterminée pour protéger les organismes de la colonne d'eau d'une possible exposition prolongée.

Pour le 2,4-dichlorophénol, on dispose de données valides pour 3 niveaux trophiques en chronique et en aigu. En chronique, la plus basse NOEC a été observée pour Oncorhynchus mykiss, (NOEC 85 j à 0.1 mg.L-1). Un facteur d'extrapolation de 10 est donc appliqué à cette NOEC (cf. note d 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 les trois niveaux trophiques (algues, invertébrés, poissons), la plus faible étant celle sur Carassius auratus, LC50 (96 h) = 1 mg.L-1. Par défaut, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MAC. Cependant, selon le projet de document guide technique pour la détermination des normes de qualité environnementales (E.C., 2009), pour les substances qui n'ont pas de mode d'action spécifique et pour lesquelles les données disponibles montrent que la variation interspécifique est faible, le facteur peut être diminué. Pour le 2,4-dichlorophenol, l'écart-type des valeurs de L(E)C50 est < 1 et cette variation peut être considérée comme faible. En conséquence, il est proposé de d'abaisser le facteur d'extrapolation à 10.

Un seuil de qualité dans le sédiment est nécessaire (i) pour protéger les espèces benthiques et (ii) protéger les autres organismes d'un risque d'empoisonnement secondaire résultant de la consommation de proies provenant du benthos. Les principaux rôles des normes de qualité pour les sédiments sont de :

  1. Identifier les sites soumis à un risque de détérioration chimique (la norme sédiment est dépassée)
  2. Déclencher des études pour l'évaluation qui peuvent conduire à des études plus poussées et potentiellement à des programmes de mesures
  3. Identifier des tendances à long terme de la qualité environnementale (Art. 4 Directive 2000/60/CE).

Aucune information d'écotoxicité pour les organismes benthiques n'a été trouvée dans la littérature.

A défaut, une valeur guide pour le sédiment peut être calculée à partir du modèle de l'équilibre de partage.

Ce modèle suppose que: 

  • il existe un équilibre entre la fraction de 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 = 4.025-125.9 m 3/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 2,4-dichlorophénol, la concentration correspondante en poids sec est :

Le LogKow de la substance étant inférieur à 5, un facteur additionnel de 10 n'est pas jugé nécessaire.

Il faut rappeler que les incertitudes liées à l'application du modèle de l'équilibre de partage sont importantes. Les sédiments naturels peuvent avoir des propriétés très variables en termes de composition (nature et quantité de matières organiques, composition minéralogique), de granulométrie, de conditions physico-chimiques, de conditions dynamiques (taux de déposition/taux de resuspension). Par ailleurs ces propriétés peuvent évoluer dans le temps en fonction notamment des conditions météorologiques et de la morphologie de la masse d'eau. Si bien que le partage entre la fraction de substance adsorbée et la fraction de substance dissoute peut être extrêmement variable d'un sédiment à un autre et l'hypothèse d'un équilibre entre ces deux fractions ne semble pas très réaliste pour des conditions naturelles.

Par ailleurs, certains organismes benthiques peuvent ingérer les particules sédimentaires, et donc être contaminés par la fraction de substance adsorbée sur ces particules, ce qui n'est pas pris en compte par la méthode.

La norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire (QSbiota sec pois) est calculée conformément aux recommandations du guide technique européen (E.C., 2003). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés dans le tableau 23 page 130 du guide (E.C., 2003).

Pour le 2,4-dichlorophénol, un facteur de 90 est appliqué car la durée du test retenu (NOEC à 3 mg.kg-1biota sur rat) est de 90 jours. Cette durée de test n'est pas assez élevée pour pouvoir appliquer un facteur 30. On obtient donc :

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

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 norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire déterminée dans le biota.

La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biota et la concentration dans l'eau) et du facteur de biomagnification (BMF, ratio entre la concentration dans l'organisme du prédateur en bout de chaîne alimentaire, et la concentration dans l'organisme de la proie au début de la chaîne alimentaire). En l'absence de valeurs mesurées pour le 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 2,4-dichlorophénol, un BCF de 69 (valeur maximale sur Cyprinus carpio (UNEP, 2006) et un BMF de 1 (cf. E.C., 2003) ont été retenus. On a donc:

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 est considérée égale à 3.10-3 mg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus) = 3 µg/kgcorporel/j,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 10 pour tenir compte du fait que la substance présente des effets perturbateurs endocriniens démontrés ou potentiels pour l'homme, et des effets cancérogènes possibles,
  • Cons. Journ. Moy : une consommation 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 journalier contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2009).

Pour le 2,4-dichlorophénol, le calcul aboutit à :

Comme pour l'empoisonnement secondaire, la concentration correspondante dans l'eau du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :

Pour le 2,4-dichlorophénol, on obtient donc: 

La norme de qualité pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005):

Ce calcul tient compte de: 

  • la valeur toxicologique de référence (VTR) ; pour cette substance elle est considérée égale à 3.10 -3 mg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus) = 3 µg/kgcorporel/j,
  • une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 10 pour tenir compte du fait que la substance présente des effets perturbateurs endocriniens démontrés ou potentiels pour l'homme, et des effets cancérogènes possibles,
  • 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.

QSeau brute [µg.L-1] QSdw_hh [µg.L-1] = --------------------------------1 – fraction éliminée

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 2,4-dichlorophénol, on obtient :

Synthèse

VGE/NQE Importer

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

Pour le 2,4-dichlorophénol, la norme de qualité pour la santé humaine via la consommation de produits de la pêche est la valeur la plus faible pour l'ensemble des approches considérées. La proposition de NQE pour le 2,4-dichlorophénol est donc la suivante :

Avec un Koc de 125-5000 L.kg-1 et un Log Kow = 3.2, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment peut être recommandée selon le projet de guide européen (E.C., 2009).

Le seuil proposé n'est fondé que sur la méthode du coefficient de partage à l'équilibre : il est calculé à partir de la norme de qualité dans l'eau et du Koc. L'incertitude de cette méthode devrait être prise en compte lors la mise en application du seuil sédiment


FDTE/VTR Importer On dispose d'une donnée de toxicité chronique sur microcrustacé (Daphnia magna) à partir de laquelle on peut dériver une PNEC aquatique en appliquant un facteur 10 : PNEC eau = 21 µg/L

Valeurs réglementaires

Introduction

Documents

PDF
120-83-2 -- 2,4-dichlorophénol -- FDTE
Publié le 25/05/2005
PDF
120-83-2 -- 2,4-dichlorophénol -- VGE
Publié le 15/10/2009