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Identification

Numero CAS

18540-29-9

Nom scientifique (FR)

Chrome (VI)

Nom scientifique (EN)

Chromium (VI)

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

Chromium(6+) ion ; Chromium, ion (Cr6+) ; Hexavalent chromium

Code EC

606-053-1

Code SANDRE

1371

Numéro CIPAC

-

Formule chimique brute

\(\ce{ Cr }\)

Code InChlKey

JOPOVCBBYLSVDA-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

[Cr+6]

Familles

Familles chimiques

Règlementations

Matrices

Atmosphère

Les composés du chrome ne sont pas volatils. Toutefois, lorsqu’ils sont rejetés dans l’air, ils existent dans ce compartiment sous forme particulaire, associés aux aérosols ou aux particules. Dans l’atmosphère, il est possible sous certaines conditions que le chrome (VI) soit réduit en chrome (III), mais le chrome (VI) apparaît comme relativement stable dans ce compartiment.

Milieu eau douce

Les composés du chrome (III) et du chrome (VI) sont les états d’oxydation les plus stables en conditions environnementales. Les formes hexavalentes prédomineront en conditions oxydantes alors que les formes trivalentes seront majoritaires en conditions réductrices (HSDB 2012, CE 2005).

La solubilité des composés du chrome (VI) est relativement importante.

Les principales espèces hexavalentes dissoutes dans le milieu sont HCrO4- et CrO42-, le pH étant le facteur majeur influençant la spéciation. En présence de baryum, le chrome (VI) peut former du BaCrO4 , un complexe très insoluble (CE 2005).

Les composés du chrome étant présents dans l’environnement sous forme d’ions, leur volatilisation à partir des eaux de surface ou des sols humides est un phénomène négligeable.

Milieu terrestre

Le devenir des composés du chrome dans les sols dépend fortement de la spéciation du chrome, elle-même fonction de différents paramètres tels que le potentiel redox et le pH du sol. Dans la plupart des sols, le chrome sera principalement présent sous forme de chrome (III), notamment de chromites (FeCr2O4) très peu solubles (HSDB 2012).

En conditions oxydantes, le chrome (VI) peut être présent dans les sols sous forme de chromates et d’ion HCrO4- formes solubles et est ainsi relativement mobile (HSDB 2012). En outre, à pH neutre ou alcalin le chrome (VI) très mobile dans les sols peut être lixivié jusqu’aux couches inférieures anaérobies où il sera finalement réduit en chrome (III).

De nombreuses études ont été menées pour déterminer les coefficients de partage avec le sol des composés du chrome. Des valeurs pour le chrome (VI) variant de 2 à 50 en milieu alcalin et acide respectivement.

Persistance

Dégradabilité abiotique

La principale voie de transformation des composés du chrome dans l’environnement implique des réactions d’oxydo-réduction. Celles-ci pouvant être d’origine biotique ou abiotique (photolyse essentiellement) et les produits de ces réactions étant identiques, il est donc difficile de dissocier les deux origines.

De nombreuses données de la littérature indiquent que le chrome (VI) peut être réduit en chrome (III) en conditions anaérobies du fait de processus biotiques ou abiotiques, telles que des réactions avec le fer (II), les sulfures, la matière organique et sous l’action de micro-organismes anaérobies. Cette réduction est favorisée à bas pH et lorsque la concentration en agents réducteurs augmente.

En conditions aérobies et à pH supérieurs (7 – 8), le chrome (VI) est plus stable. Ainsi, on le retrouvera dans les eaux de surface à ces pH et en présence de faibles concentrations en fer. Dans les sols et sédiments aérobies, le chrome (VI) est non seulement stable mais également mobile, pouvant ainsi migrer dans les couches anaérobies où la réduction en chrome (III) peut avoir lieu. Le devenir du chrome (VI) en milieu aérobie est donc conditionné par la mobilité de l’ion chrome vers des milieux plus favorables aux réactions de réduction en chrome (III).

Dans l’évaluation des risques européenne (CE 2005) il a été pris comme hypothèse que pour les milieux acides (sols, sédiments, eaux), les rejets environnementaux sont globalement assimilables à 97 % de chrome (III) et 3 % de chrome (VI). En milieux neutres ou alcalins pauvres en éléments réducteurs du chrome (VI), il a été considéré que la réduction en chrome (III) était très lente, le temps de demi-vie étant d’environ un an.

Il est à noter que le chrome (VI) peut être réduit par réaction photochimique sous l’effet des rayonnements UV, en milieu neutre ou alcalin et en présence d’oxyde de zinc (CE 2005).

Conclusion sur la persistance

La transformation des composés du chrome dans l’environnement peut être d’origine biotique ou abiotique (photolyse essentiellement). Ainsi, le chrome (VI) peut être réduit en chrome (III) en conditions anaérobies, et ce d’autant plus favorablement que le pH est bas.

En conditions aérobies et à pH supérieurs, le chrome (VI) est plus stable. Dans les sols et sédiments aérobies, le chrome (VI) mobile peut migrer vers les couches anaérobies où la réduction en chrome (III) peut avoir lieu.

Le chrome (VI) peut être réduit par réaction photochimique en milieu neutre ou alcalin et en présence d’oxyde de zinc (CE 2005).

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

  • Les algues et plantes aquatiques

L’accumulation du chrome (VI) et du chrome (III) a été étudiée par Wang et al. 1997) chez quatre espèces d’algues marines (Chlorella autotrophica, Prorocentrum minimum, Tetraselmis levis et Thalassiosira pseudonana). Après 3 à 10 jours d’exposition, l’état d’équilibre a été atteint. Les BCF (poids sec) suivants ont été calculés pour le chrome (VI) : 500 pour C. autotrophica, 420 pour P. minimum, 190 pour T. levis et 470 pour T. pseudonana.

Pour le chrome (VI), des BCF compris entre 612 et 988 (poids sec) ont été calculés pour Chlorella vulgaris après une exposition de 96 heures à des concentrations de chrome (VI) comprises entre 100 à 900 µg.L-1 (Jouany et al. 1983). Une étude menée sur Chlorella pyrenoidosa exposée à des concentrations de 0,5 à 1 mg Cr.L-1 a permis de déterminer des BCF (poids sec) de 256 à 390 pour le chrome (VI) e

Dans le milieu naturel, des BCF compris entre 2 300 et 29 000 ont été déterminés pour une population d’algues après une exposition de deux à quatre semaines au chrome (VI) (Braunschweiler et al. 1996).

Enfin, Kähkönen and Manninen 1998 ont étudié l’accumulation du chrome (VI) par Elodea canadensis suite à une exposition de 24 heures à des concentrations initiales dans l’eau de 150, 800 et 2090 µg Cr VI.L-1. Des BCF de 19 à 38 (poids sec) ont ainsi été calculés.

  • Les invertébrés

Chez les mollusques marins (Balanus sp.), des BCF de 543 (poids sec) et 380  (soit 110 et 80 respectivement en poids frais) ont été rapportés par van Weerelt et al. 1984, après 27j et 31j respectivement d’exposition au chrome (VI). Au cours de cette étude, aucune accumulation du chrome (III) n’a été observée. Par ailleurs, des BCF de 4,3 à 7,4 (poids sec) ont été mesurés pour l’écrevisse rouge (Procambarus clarkii) par Hernandez et al. 1986 après une exposition au chrome (VI) de 96h.

Wang et al. 1997 ont également étudié l’accumulation du chrome (VI) et du chrome (III) chez la moule (Mytilus edulis). Un BCF de 9100 (poids sec) a été calculée pour le chrome (VI) . Au cours de cette étude, ils ont notamment démontré par ailleurs que la principale voie d’absorption du Cr (VI) est certainement via la phase dissoute ou l’alimentation, et non via les sédiments.

Pour le chrome (VI), des BCF entre 125 et 200  ont été rapportés pour l’huître (Crassostrea virginica), le polychète (Neanthes arenaceodentata) et la moule (Mytilus edulis) exposés dans de l’eau de mer entre 84 et 150 jours (US-EPA 1980). Les BCF pour le chrome (III) chez la moule (M. edulis) et la coque (Mya arenaria) varient entre 86 et 155 L.kg-1

Enfin, une étude sur 2 générations du polychète marin Neanthes arenaceodentata a été menée par Oshida et Word (1982). Elle a permis de déterminer des BCF (poids frais) de 217 pour la 1ère génération et de 158 pour la 2nde génération au terme d’une exposition de 158 jours et 157 jours, respectivement.

  • Les poissons

Le chrome (VI) ne semble pas s’accumuler dans les poissons. Des BCF pour le Cr (VI) de l'ordre de 1 pour la Truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) ont été rapportés par US-EPA 1980 et Van Der Putte et al. 1981. Ces derniers ont d’ailleurs pu mettre en évidence que le pH joue un rôle important dans l’absorption, la distribution et l’élimination du chrome (VI) chez O. mykiss. Janus and Krajnc 1990 ont calculé des BCF compris entre 18 et 90 pour cette même espèce après une exposition de deux ans dans les eaux d’un lac pollué par des chromates.

Giesy and Wiener 1977 ont mesuré les niveaux en chrome total chez diverses espèces de poissons (Lepomis macrochirus, Alosa aestivalis, Notemigonus crysoleucas et Esox niger) et ont déterminé des BCF de 260 à 800 de poids sec soit 57 – 176 de poids frais.

Synthèse des données disponibles sur la bioconcentration du chrome par les organismes aquatiques:

Espèce

Substance testée

Durée de test

BCF

Référence

Algues

Chlorella autotrophica

CrVI

3 à 10 j

500

(poids sec)

Wang et al. 19971

Prorocentrum minimum

CrVI

3 à 10 j

420

(poids sec)

Tetraselmis levis

CrVI

3 à 10 j

190

(poids sec)

Thalassiosira pseudonana

CrVI

3 à 10 j

470

(poids sec)

Chlorella sp.

CrVI

96 h

612 à 988

(poids sec)

Jouany et al. 1983

Chlorella pyrenoidosa

CrVI

5 j

256 – 390

(poids sec)

Meisch and Schmitt-Beckmann 1979

CrIII

5 j

11 – 580

(poids sec)

Population algale issue de milieu naturel

CrVI

2 - 4 sem

2300 à 29000

Braunschweiler et al. 1996

Plantes aquatiques

Elodea canadensis1

CrVI

24 h

19 à 38

(poids sec)

Kähkönen and Manninen 1998

Invertébrés

Procambarus clarkii

CrVI

96 h

4,3 à 7,4

(poids sec)

Hernandez et al. 1986

Balanus sp

CrVI

27 j

61 j

543

380

(poids sec)

van Weerelt et al. 1984

Crassostrea virginica

CrIII

20 semaines

109 - 126

Shuster Jr and Pringle 1969

Mytilus edulis

Mya arenaria

CrIII

84 - 150 j

86- 155

US-EPA 1980

Mytilus edulis

Crassostrea virginica

Neanthes arenaceodentata

CrVI

84 - 150 j

125- 200

Neanthes arenaceodentata

CrVI

158 j

217

Oshida and Word 1982

Mytilus edulis

CrVI

CrIII

-

9 100

2 800

(poids sec)

Wang et al. 1997

Poissons

Oncorhynchus mykiss

CrVI

2-4 jours

0,5 – 1

Van Der Putte et al. 1981

Oncorhynchus mykiss

CrVI

22 à 30 jours

180 jours

1

2,8

US-EPA 1980

Oncorhynchus mykiss

Pollution chromates dans un lac

2 ans

18-90

Janus and Krajnc 1990

Lepomis macrochirus

Alosa aestivalis

Notemigonus crysoleucas

Esox niger

Pollution chromates dans un lac

-

260-800

(poids sec)

Giesy and Wiener 1977

  1. Pour le chrome (III) : BCF 100 à 1000 plus élevés (entre 12000 à 13000 L.kg-1)

En conclusion, au vu des données disponibles, le Cr (VI)  présente un faible potentiel de bioconcentration chez le poisson (BCF ~ 1 L.kg-1). L’organisme est susceptible ensuite de réduire ce Cr(VI) en Cr(III), conduisant à une accumulation du chrome total dans l’organisme de l’ordre de 100 fois supérieur à la concentration dans le milieu. Ainsi, les valeurs clés suivantes ont pu être retenues dans le cadre de l’évaluation des risques européenne (CE, 2005) :

BCFCr(VI) = 1 L.kg-1

BCFCr(III) = 100 L.kg-1

La bioconcentration du chrome par les organismes aquatiques autres que les poissons semble être plus élevée. En effet, pour les moules des BCFs allant jusqu'à environ 9 100 et 2 800 pour le chrome (VI) et le chrome (III) respectivement ont été déterminés et pour les algues les BCFs sont de l’ordre de 500 pour le chrome (VI) . A noter qu’il est probable qu’une fois ingéré par l’organisme, le chrome (VI) soit réduit en chrome (III) dans les tissus, conduisant ainsi à une surestimation des valeurs de BCF pour le chrome (VI).

Organismes terrestres

Des BCFs de chrome VI de l'ordre de 0,03 à 0,53 ont été observés sur ver de terre (Janssen et al., 1997) exposés à 20 types de sols différents, pendant une durée de 3 semaines. Aucune corrélation n’a pu être établie au cours de cette étude quant à l’influence des paramètres du sol (ex : pH, teneur en matière organique, en fer ou en argile) ou de l’eau interstitielle sur les BCF déterminés.

Facteurs de bioconcentration dans les végétaux

La plupart des sols contiennent du chrome, mais sa disponibilité pour les plantes est très limitée.

Sous une forme adsorbée sur des hydroxydes métalliques, le chrome est peu disponible pour les végétaux. La concentration en chrome des végétaux est donc principalement contrôlée par la concentration de chrome en solution dans le sol. Le chrome dans un sol neutre ou basique sera donc plus disponible vis à vis des plantes que dans un sol acide.

Cependant, l’addition de chrome au sol influence la teneur en chrome dans les plantes. Habituellement, une quantité plus importante de chrome est observée dans les racines, plutôt que dans les feuilles, tandis que la concentration la plus faible se trouve dans les graines (Kabata-Pendias et Pendias, 1992). Les essais montrent une meilleure translocation du chrome vers la tige à partir d’une solution de chrome (VI) qu’avec une solution de chrome (III).

Les autres données trouvées dans la littérature (Cary et al., 1977a ; Mortvedt et Giordano, 1975, Sharma 1997) concernent des plantes cultivées dans des sols, auxquels une solution de chrome (III) ou de chrome (VI) a été ajoutée, quelque temps après la germination. Ces publications montrent que l’ajout d’une solution de chrome au sol pendant cette période de croissance de la plante tend à augmenter largement l’absorption du chrome par la plante par rapport à un ajout  réalisé plusieurs semaines avant la mise en culture. L’étude de Sharma (1997) montre  clairement que l’absorption est dépendante de la concentration en chrome.

Aucun résultat d’essai valide permettant de déterminer des facteurs de bioconcentration du chrome depuis les sols n’a pu être trouvé dans la littérature. En effet, les données rapportées dans la littérature concernent :

  • soit des plantes cultivées sur des sols contenant du chrome, dans des atmosphères avec des concentrations en chrome non négligeables (Harrison et Chirwagi, 1989),
  • soit des plantes cultivées sur des sols contaminés par des ajouts de boues (Diez et Rosopoulo, 1976),
  • soit des plantes cultivées sur des sols contaminés par des ajouts réguliers de solutions nutritives contenant du chrome (Cary et al., 1977b, Sharma 1997).

Pour ces raisons, aucune de ces données n'est satisfaisante pour déterminer des facteurs de bioconcentration du chrome depuis les sols.

Espèce

Substance testée

Durée de test

BCF

Référence

Vers de terre

Eisenia andrei

Cr (VI)

3 semaines

0.03 – 0.53

(poids sec)

Janssen et al. 1997

Non précisé

Cr (III)

3 semaines

0.03 – 0.047

(poids sec)

Van Gestel et al. 1993

Conclusion sur la bioaccumulation

Le chrome (VI) semble présenter un faible potentiel de bioconcentration chez le poisson (BCF ~ 1 L.kg-1). L’organisme est susceptible ensuite de réduire ce chrome (VI) en chrome (III), conduisant à une accumulation du chrome total dans l’organisme de l’ordre de 100 fois supérieur à la concentration dans le milieu. Ainsi, les valeurs clés suivantes peuvent être retenues (CE 2005):

BCFCr(VI) = 1

BCFCr(III) = 100

La bioconcentration du chrome par les organismes aquatiques autres que les poissons semble être plus élevée, avec des valeurs importantes de BCF chez la moule et les algues (9 100 à 130 000 L.kg-1).

En ce qui concerne les organismes terrestres, des BCF inférieurs à 1 pour le chrome (VI) ont été déterminés sur vers de terre.

Pour les végétaux, aucun résultat d’essai n’est disponible mais le chrome serait a priori peu disponible pour ces derniers.

Valeurs réglementaires

Valeurs réglementaires
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
VLEP CT 0,005 mg.m-3 INRS (2024)
Valeur limite réglementaire contraignante - Chrome VI et ses composés
Final Air Lieux de travail
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Valeurs guides

Valeurs guides
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
Unit risk 0,04 (µg.m-3)-1 OMS (2000)
Chromium VI
lung cancer Final Air ambiant
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Valeurs de référence

Introduction

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.

Du fait d’une toxicité différente des composés tri- et hexavalents, les composés sont traités de manière séparée. Il appartient à l’utilisateur de définir le contexte le plus adapté à sa situation. En l’absence d’éléments démontrant la présence uniquement de composés trivalents, il est conseillé de retenir une approche protectrice et d’utiliser les valeurs retenues pour les composés hexavalents. Une approche intermédiaire peut s’envisager au cas par cas.
Chrome VI

Les dérivés du chrome VI sont considérés comme des cancérigènes génotoxiques et des VTR sans seuil sont proposées

Pour les expositions au chrome VI, les organismes proposent des valeurs en fonction de la forme physico-chimique du chrome (aérosol, particules, composés solubles, insolubles…). Les définitions des composés couverts par les VTR de chacun des organismes ne sont pas toujours bien précisées. Aussi, afin de clarifier notre choix de VTR, nous avons regroupé les VTR qui correspondent aux mêmes formes physico-chimiques, sur la base notamment des études sources, mêmes si les intitulés des organismes ne semblent pas toujours en adéquation.
Certains des composés hexavalents ont une solubilité dans l'eau assez importante, c'est le cas par exemple du chromate de sodium, du chromate de potassium, du dichromate de potassium ou du dichromate de sodium.



PRINCIPALES ETUDES
Chrome VI - Effets à seuil - Exposition par inhalation

Pour les étude épidémiologique (aérosol)

Lindberg et Hendenstierna, 1983
Type d’étude : étude épidémiologique cas-témoin.
Lieu : industrie du chromage en Suède.
Nombre de personnes étudiées : 85 hommes et 19 femmes, 22 sujets ont été exposés au niveau faible, 21 au niveau élevé et 61 à la catégorie moyenne.Voie d’exposition : inhalation.
Niveaux d’exposition / formes chimiques : exposition à l’acide chromique pendant 0,1 à 36 ans (durée médiane de 4,5 ans) à trois niveaux d’exposition, exprimés en concentration moyenne journalière : niveau élevé (> 0,002 mg Cr(VI).m-3), niveau faible (< 0,002 mg Cr(VI).m-3)et d’autres polluants tels que l’acide nitrique, hydrochlorique ou borique, soude ou sels de zinc ou de cuivre. Les mesures d’exposition ont été effectuées au moyen de prélèvements auprès des bains d’acide.
Groupe témoin : 119 ouvriers non exposés au chrome.
Méthode développée dans l’étude : Une mesure des concentrations d’exposition a été réalisée sur les lieux de travail. Les sujets exposés ont été interrogés pour évaluer les effets potentiels et un examen clinique a été réalisé. Une évaluation des paramètres respiratoires a été menée. Une analyse statistique a été réalisée.
Symptômes observés : Une irritation nasale est observée dès 1 µg.m-3 de trioxyde de chrome. Des atrophies et des ulcérations du septum nasal et des perforations sont observées lors de pic d’exposition ≥ 20 µg.m-3 de dioxyde de chrome. Une diminution des paramètres spirométriques (capacité vitale forcée, volume expiratoire maximal par seconde) est mesurée ≥ 2 µg.m-3 de trioxyde de chrome. Chez les sujets exposés au plus faible niveau, ces effets ne sont pas retrouvés.
Résultat de l’étude : Une corrélation entre les effets observés et les niveaux d’exposition est établie aussi bien au niveau nasal que pulmonaire.
Dose critique : Une LOAEC de 2 µg.m-3 pour la diminution transitoire de la fonction pulmonaire et pour le fait qu’une exposition à court terme à au moins 20 µg.m-3 peut entrainer des ulcérations et des perforation nasales.
Qualité de l’étude : 2 L’étude est bien documentée ,cependant le nombre d’individus dans l’étude reste faible et les niveaux d’exposition sont mal caractérisés notamment du fait de co-expositions dans la catégorie moyenne.

Chrome VI - Effets à seuil - Exposition par inhalation
Pour les études expérimentales (Particules)

Glaser et al., 1990
Espèce étudiée : rat Wistar.
Sexe et nombre d’animaux par lot : mâles, 30 animaux par lot.
Voie d’exposition : inhalation.
Temps et fréquence d’exposition : 22 heures/jour, 7 jours/semaine pendant 30 ou 90 jours ou 90 jours puis une période 30 jours sans exposition.
Concentrations d’exposition / formes chimiques : 0,05 – 0,1 – 0,2 – 0,4 mg Cr(VI).m-3 sous forme d’aérosol de particules de dichromate de sodium.
Lot témoin : 30 animaux non exposés.
Protocole : Une analyse des paramètres hématologiques, cliniques, chimiques et urinaires a été réalisée ainsi qu’un examen macroscopique et histologique limité à l’épithélium des voies aériennes supérieures, au lobe gauche du poumon et aux reins. Un LBA a également été pratiqué pour l’analyse des protéines totales, de l’albumine, de l’activité lactate déhydrogénase (LDH) et β-glucuronidase.
Résultats / Effet(s) observé(s) : Une dyspnée respiratoire obstructive survient aux concentrations de 0,2 et 0,4 mg Cr(VI).m-3 après 30 et 90 jours. Le poids moyen du poumon est augmenté chez tous les groupes exposés et la différence est statistiquement significative à la concentration de 0,05 mg.m-3 pendant 30 jours, à 0,1 mg.m-3 pendant 90 jours et pour une exposition de 90 jours suivie d’une période de recouvrement de 30 jours. L’examen histologique révèle une légère hyperplasie, avec une forte incidence, à la concentration de 0,05 mg.m-3 pendant 30 jours. Lors d’une exposition plus longue, cette incidence est moindre, ce qui témoigne d’un phénomène de réparation. Une fibrose pulmonaire est rapportée pour une exposition de 30 jours à 0,1 mg.m-3 mais n’est pas retrouvée pour une exposition de 90 jours. Une accumulation de macrophages est observée chez tous les rats exposés, cette histiocytose étant probablement à l’origine de l’augmentation pondérale des poumons. Une inflammation localisée aux voies aériennes supérieures est identifiée par examen histologique. Les résultats de l’analyse du LBA montrent une augmentation des activités lactate déshydrogénase et β-glucuronidase pour des expositions à 0,2 et 0,4 mg.m-3 pendant 30 et 90 jours.
Dose critique : L’effet critique est une inflammation pulmonaire objectivée par une hyperplasie bronchioalvéolaire et des modifications de l’activité de la lactate déshydrogénase, et des quantités de protéines dans le LBA. La concentration critique est la LOAEC de 0,05 mg.m-3
Qualité de l’étude : 2 L’étude est bien documentée, cependant la caractérisation de l’exposition et le choix des paramètres mesurés présentent des limites.

Chrome VI - Effets à seuil - Exposition par voie orale
Pour les études expérimentales

Concernant l’exposition par voie orale, deux études ont servi à l’élaboration des VTR pour des expositions sub-chroniques et chroniques pour des effets à seuil et sans seuil : celle du NTP, 2008 et celle de MacKenzie et al., 1958.
NTP, 2008
Espèce étudiée : le rat F344/N et les souris B6C3F1
Sexe et nombre d’animaux par lot : rats et souris (lots de 50 mâles et de 50 femelles)
Voie d’exposition : orale via l’eau de boisson
Substance – forme chimique : dichromate de sodium dihydraté (pureté : 99,73 %)
Temps et fréquence d’exposition : quotidienne pendant 2 ansDoses d’exposition :
- Rats (mâles et femelles) et souris femelles : doses de 0 – 14,3 – 57,3 – 172 – 516 mg.L-1 de dichromate de sodium dihydraté (soit 0 – 0,21 – 0,77 – 2,1 – 5,9 mg Cr(VI).kg pc-1.j-1 pour les rats mâles, 0 – 0,24 – 0,94 – 2,4 – 7,0 mg Cr (VI).kg pc-1.j-1 pour les rats femelles, et 0 – 0,38 – 1,4 – 3,1 – 8,7 mg Cr (VI).kg pc-1.j-1 pour les souris femelles).
- Souris mâles : doses de 0 – 14,3 – 28,6 – 85,7 – 257,4 mg.L-1 de dichromate de sodium dihydraté (soit 0 – 0,38 – 0,91 – 2,4 – 5,9 mg Cr (VI).kg pc-1.j-1).
Protocole : Au cours de cette étude, des groupes satellites ont été exposés à une seule dose pour une durée d’exposition de 22 jours ou 53 semaines. Les paramètres hématologiques et les paramètres cliniques ont été suivis pendant cette période, ainsi que les effets sur le poids corporel et sur la consommation d’eau. Pour les groupes exposés pendant 2 ans, des analyses plus complètes comprenant des examens macroscopiques et microscopiques des organes, ont été réalisées afin d’évaluer la cancérogénicité du chrome.
Lot témoin : oui
Résultats / effets observés :
- A moins d’un an (groupes satellites) : Une anémie microcytaire hypochrome est observée chez les rats pour des durées d’exposition sub-chronique comprises entre 22 jours et 3 et 6 mois. Les effets les plus marqués sont observés à 22 jours. Des effets similaires sont observés chez la souris.Des effets sur le tractus gastro-intestinal ont aussi été notés chez le rat et la souris : infiltration histiocytaire duodénale, ulcères, hyperplasie épithéliale et métaplasie de l’estomac, lésions non néoplasiques du duodénum, néoplasmes de l’épithélium squameux de la muqueuse orale et de la langue et de l’épithélium de l’intestin grêle. Une altération cytoplasmique du pancréas a également été notée mais la signification biologique de cet effet est incertaine.
- A 2 ans : Une augmentation statistiquement significative des tumeurs avec une relation dose-effet a été observée chez les rats et les souris des deux sexes, avec une plus forte sensibilité des souris femelles. Chez les souris, des tumeurs sont observées au niveau de l’intestin grêle (duodénum et jéjunum), avec une augmentation significative des adénomes du jéjunum et des carcinomes du duodénum chez les femelles, ainsi que des adénomes du duodénum chez les deux sexes (Tableau 1). Chez les rats, des tumeurs sont observées au niveau de la muqueuse de la cavité buccale et de la langue, avec une augmentation significative des carcinomes à cellules squameuses de la muqueuse de la cavité buccale, et des carcinomes et des papillomes à cellules squameuses au niveau de la muqueuse de la cavité buccale et de la langue.





MacKenzie et al., 1958
Espèce étudiée : rats Sprague Dawley.
Sexe et nombre d’animaux par lot : 8 mâles et 8 femelles par lot pour la première série d’expériences et 12 mâles et 9 femelles, pour chacun des 2 lots, pour la deuxième d’expériences.
Voie d’exposition : eau de boisson.
Temps et fréquence d’exposition : 1 an.
Doses d’exposition / formes chimiques : 0,45-11,2 ppm (0,45-11,2 mg.L-1) Cr (VI) sous la forme de K2CrO4 (pureté non précisée) pour la première série d’expériences et 25 ppm (25 mg.L-1) Cr (VI) sous la forme de K2CrO4 (pureté non précisée) et 25 ppm sous la forme de chlorure de chrome pour la seconde expérience.
Lot témoin : 10 animaux /sexe ont reçu de l’eau distillée pour la première série d’expériences et 12 mâles et 9 femelles ont reçu de l’eau distillée pour la deuxième d’expériences.Protocole : deux séries d’expériences indépendantes ont été menées.
Résultats / effets observés : aucun effet spécifique n’est rapporté en dehors d’une réduction de la consommation d’eau de boisson pour les animaux exposés à 25 ppm (25 mg/L) Cr (VI) sous la forme de K2CrO4.
Dose critique : basé sur un poids de rat estimé à 0,35 kg et une consommation moyenne d’eau par jour de 0,035 L, un NOAEL ajusté de 2,5 mg.kg-1.j-1 Cr(VI) est calculé (25 mg.L-1 x 0,035 L.j-1 / 0,35 kg = 2,5 mg.kg-1.j-1).
Qualité de l’étude : 2 L’étude est de qualité limitée car elle est ancienne et les effectifs des lots sont limités en nombre d’individus et la durée d’exposition est un peu courte (1 an).

Chrome VI - Effets sans seuil - Exposition par inhalation
Pour les études épidémiologiques
Pour les effets sans seuil, plusieurs études épidémiologiques ont été utilisées (Gibb et al., 2000 ; Hayes et al., 1979 ; Langard et al., 1980 ; Langard et al., 1990 ; Mancuso, 1975).

Mancuso, 1975
Type d’étude : actualisation de l’étude de mortalité sur une cohorte d’ouvriers de l’industrie des chromates de Mancuso et Huepper,1951
Lieu : Paineville, OH, USA.
Nombre de personnes étudiées : 332 ouvriers.
Voie d’exposition : inhalation.
Niveaux d’exposition / formes chimiques : exposition de 1931-1951 jusqu’en 1974 au chrome total. Les niveaux d’exposition sont exprimés en durée d’exposition : 1931-1932, 1933-1934, et 1935-1937.
Groupe témoin : non déterminé.Symptômes observés :Le taux de mortalité par cancer pulmonaire augmente en fonction des niveaux d’exposition au chrome total.
Méthode développée dans l’étude : actualisation de l’étude de 1951.
Résultat de l’étude : Plus de 50 % de la cohorte étudiée est décédée à la date de l’étude (1974). Ce taux de mortalité est de 63,6 %, 62,5 % et 58,3 % chez les ouvriers employés respectivement depuis 1931-1932, 1933-1934 et 1935-1937. Une déposition significative de chrome est observée au niveau pulmonaire, même après l’arrêt de l’exposition. Les auteurs ont rapporté que les morts par cancer pulmonaire étaient liées à l’exposition au chrome (III) insoluble, au chrome (VI) soluble et au chrome total. Cependant, la faible taille de la cohorte n’a pas permis de conclure sur la forme exacte du chrome responsable du développement de ces cancers.
Qualité de l’étude : 2 La qualité de l’étude est limitée du fait de la faible taille de la cohorte et n’a pas permis de conclure sur la forme exacte du chrome responsable du développement de ces cancers.

Hayes et al., 1979 et Gibb et al., 2000
Deux études ont évalué la même cohorte, Hayes et al. (1979) ont fait une première analyse puis Gibb et al. (2000) ont réanalysé les mêmes données en excluant les travailleurs pour lesquels les expositions étaient mal connues.
Type d’étude : étude de mortalité
Lieu : usine de production du chrome située à Baltimore, USA.
Nombre de personnes étudiées :
Hayes : 2 101 employés. Les travailleurs qui ont travaillé moins de 90 jours ont été exclus car faiblement exposés.
Gibb : 2 357 employés. Les travailleurs qui ont commencé à travailler avant le 1er août 1950 ont été exclus : date qui correspond à la mise en place de nouvelles installations et d’un programme de mesures de Cr(VI) dans l’air au sein de l’usine.
Voie d’exposition : inhalation.
Niveaux d’exposition / formes chimiques :
Hayes :non clairement précisés (tient compte de la durée d’occupation au poste de travail).
Gibb : exposition cumulée au Cr(VI) estimée pour chaque employé avec une moyenne de 0,134 mg.m-3.an-1 (tient compte du poste de travail et de l’ancienneté).
Groupe témoin :
Hayes : population de la ville de Baltimore (pas de justification)
Gibb : population de l’Etat du Maryland (incluant Baltimore).
Symptômes observés : mortalité par cancer pulmonaire.
Méthodes développées dans les études : Une comparaison du taux de mortalité par cancer pulmonaire des ouvriers de l’usine est réalisée par rapport à celui de la population générale de Baltimore ou du Maryland.
Résultats des études :
Hayes : Le taux de mortalité des employés est significativement plus élevé que celui de la population de Baltimore. Une relation dose-effet est établie en fonction de la durée de l’exposition au poste de travail.
Gibb : L’exposition au Cr(VI) est associée à une augmentation du risque de cancer pulmonaire, indépendamment de l’effet de la cigarette. La relation dose-effet est confirmée en fonction de l’exposition cumulée au Cr(VI). La relation entre l’exposition au Cr(VI) et le cancer des poumons est établie par les deux études, toutefois, l’étude de Gibb est plus complète. L’étude de Gibb étant plus récente, l’analyse de la mortalité par cancer des poumons est plus fournie, en outre, une analyse de l’influence de la cigarette sur la relation dose-effet a été effectuée (A noter qu’une réévaluation de l’étude menée en 2015, confirme les résultats (Gibb et al., 2015). Ces nouveaux résultats pourraient conduire à la révision des valeurs actuelles).
Qualité des deux études : 2. Les études sont bien documentées et en accord avec les principes scientifiques, acceptable pour l’évaluation.

Langard et al., 1980
Type d’étude : étude rétrospective.
Lieu : usine de production du chrome située à Hordaland, Norvège.
Nombre de personnes étudiées : 976 employés exposés à des ferrosilicones et à des ferrochromes, pendant plus d’un an entre 1928 et 1977 (l’étude s’est principalement intéressée aux personnes employées avant 1960).
Voie d’exposition : inhalation.
Niveaux d’exposition / formes chimiques : concentration moyenne en chrome total varie de 0,04 à 0,29 mg.m-3.
Groupe témoin : population norvégienne (registre norvégien des cancers).
Symptômes observés : mortalité par cancer pulmonaire.
Méthode développée dans l’étude : Une comparaison du taux de mortalité par cancer pulmonaire des ouvriers de l’usine est réalisée par rapport à celui de la population générale de Norvège.
Résultat de l’étude : La mortalité et l’incidence des cancers se sont avérées plus faibles par rapport à ce qui était attendu en comparaison des chiffres nationaux. Neuf cas de cancers du poumon ont été recensés, dont 7 dans la population exposée aux ferrochromes. Il apparaît dans cette étude qu’il existerait un lien entre l’apparition de cancers du poumon et l’exposition au ferrochrome. Des perforations de la paroi nasale ont également été observées (2 cas). Cependant, des relevés non négligeables en chrome VI (chromates) dans l’atmosphère de travail des employés du ferrochrome ont soulevés des interrogations sur la forme du chrome responsable de ces cancers. Le taux de mortalité par cancer pulmonaire est élevé chez les ouvriers de l’usine avec un risque relatif de 8,5 chez la population produisant des ferrochromes.
Qualité de l’étude : 2 étude bien documentée et en accord avec les principes scientifiques, acceptable pour l’évaluation.

Langard et al., 1990
Type d’étude : étude rétrospective reprenant les données de l’étude de Langard et al., 1980 : la période d’observation de cette cohorte a été étendue jusqu’en 1985, ce qui a permis d’augmenter la taille de la cohorte.
Lieu : usine de production du chrome située à Hordaland, Norvège.
Nombre de personnes étudiées : 1 235 employés.
Voie d’exposition : inhalation.
Niveaux d’exposition / formes chimiques : concentration totale en poussières près des fours ferrochromes variant de 0,04 à 0,29 mg.m-3.
Groupe témoin : population norvégienne (registre norvégien des cancers).
Symptômes observés : mortalité par cancer pulmonaire.
Méthode développée dans l’étude : Une comparaison du taux de mortalité par cancer pulmonaire des ouvriers de l’usine est réalisée par rapport à celui de la population générale de Norvège.
Résultat de l’étude : Le nombre total de cancers du poumon et de l’arbre bronchique est passé de 9 à 17 entre l’étude de 1980 et celle de 1990. Le risque relatif de cancers du poumon est de 4,3 pour le groupe « ferrochromes ». L’excès d’incidence de cancers du poumon dans la sous-population « ferrochromes » a été réduit dans les 8 années d’extension de l’étude. Le risque relatif est passé de 8,5 à 4,3. Un faible excès de risque du cancer de la prostate dans la population totale est rapporté. Des tumeurs malignes des reins et des mélanomes malins de la peau sont également décrits en excès par rapport au groupe témoin.
Qualité de l’étude : 2. L’étude est bien documentée et en accord avec les principes scientifiques, acceptable pour l’évaluation.

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

Description

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme d'aérosols et trioxyde de chrome
L’ATSDR propose un MRL de 5.10-3 µg Cr.m-3 pour une exposition sub-chronique par inhalation au chrome (VI) sous forme d’acide chromique (brouillard de trioxyde de chrome) et aux autres aérosols et mélanges à base de chrome VI (ATSDR, 2012).
Cette valeur a été établie à partir d’une étude épidémiologique suédoise (Lindberg et Hedenstierna, 1983). Les salariés ont été exposés à des concentrations supérieures ou égales à 2 µg Cr.m-3 sur une période moyenne de 2,5 ans. Les principaux facteurs étudiés ont été les fonctions pulmonaires et des atrophies et des ulcérations du septum nasal lors de l’exposition au chrome (VI) sous la forme de trioxyde de chrome. L’effet critique retenu est l’irritation nasale, une atrophie de la muqueuse et une diminution des paramètres spiromètriques (capacité vitale forcée, volume expiratoire maximal par seconde). Cette étude a permis de définir une LOAEC de 2 µg Cr.m-3 pour une exposition de 8 heures par jour, 5 jours par semaine. Un ajustement pour une exposition continue a été pratiqué :
LOAECADJ = LOAEC x 8 h/24 h x 5 j/7 j = 0,002 mg Cr.m-3 x 8 h/24 h x 5 j/7 j = 0,0005 mg Cr.m-3
Facteurs d’incertitude : un facteur 10 est appliqué pour les différences de sensibilité chez l’homme et un facteur 10 pour l’extrapolation à partir d’une LOAEC.
Calcul : 0,0005 mg Cr.m-3 x 1/100 = 0,000005 mg Cr.m-3 = 5 ng Cr.m-3
Indice de confiance : cet organisme ne propose pas d’indice de confiance

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme particulaire
L’ATSDR propose un MRL de 3.10-1 µg Cr.m-3 pour une exposition sub-chronique par inhalation aux composés du chrome (VI) sous forme particulaire (ATSDR, 2012).
Cette valeur a été établie à partir d’une étude chez le rat exposé à un aérosol de particules de dichromate de sodium à 0 – 0,05 – 0,1 – 0,2 – 0,4 mg.m-3 22 h/j, 7 j/semaine pendant 30 ou 90 jours (Glaser et al., 1990). Un calcul de benchmark concentration a été pratiqué sur plusieurs paramètres de l’inflammation pulmonaire (poids des poumons, activité de la lactate déshydrogénase et quantité de protéines dans le LBA) prenant en compte un ajustement au temps pour une exposition continue (22 h/24 h) (Malsch et al., 1994). La valeur la plus basse correspondant à une concentration de 0,016 mg Cr.m-3 déterminée pour les modifications d’activité de la lactate déshydrogénase dans le LBA a été retenue comme point de départ pour la construction de la VTR.Cette benchmark concentration à 10 % a été convertie en benchmark concentration équivalente pour l’homme (BMCHEC) : BMCHEC = 0,016 mg Cr.m-3 x 0,630* = 0,010 mg Cr.m-3* la valeur de correction utilisée est un RDDR (regional deposited dose ratio for particulates to account for differences between rats and humans), facteur multiplicatif permettant d’extrapoler l’exposition humaine de particules à partir de l’exposition chez l’animal de particules. Ce paramètre tient compte du poids de l’animal et de la taille des particules.
Facteurs d’incertitude : un facteur 3 est appliqué pour tenir compte des différences pharmacodynamie et un facteur 10 pour tenir des variabilités intra-espèce.
Calcul : 0,010 mg Cr.m-3 x 1/30 = 0,0003 mg Cr.m-3 = 0,3 µg Cr.m-3
Indice de confiance : cet organisme ne propose pas d’indice de confiance.

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme d'aérosols et trioxyde de chrome
L’US EPA (IRIS) propose une RfC de 8.10-3 µg Cr.m-3 pour l’acide chromique et les aérosols de chrome (VI) (US EPA (IRIS), 1998b).
Cette valeur a été établie à partir de la même étude épidémiologique suédoise que celle utilisée pour la détermination de la valeur de l’ATSDR (Lindberg et Hedenstierna, 1983). Dans ce cas, la LOAEC proposée est de 2 µg.m-3 pour une atrophie du septum nasal. Un ajustement de la durée d’exposition à une exposition continue a été pratiqué. Cet ajustement tient compte de la durée de travail hebdomadaire et du volume d’air inhalé pendant les heures de travail (10 m3) par jour (20 m3).
LOAECADJ = LOAEC x 5 j/7 j x 10 m3/20 m3 = 2 µg Cr.m-3 x 10 m3/20 m3 x 5 j/7 j = 0,714 µg Cr.m-3
Facteurs d’incertitude : un facteur 90 a été appliqué correspondant à un facteur 3 qui tient compte de l’extrapolation des résultats d’une exposition sub-chronique à chronique, un facteur 3 tient compte de l’extrapolation d’une LOAEC à une NOAEC et un facteur 10 des différences de sensibilité chez l’homme.Calcul : 0,714 µg Cr.m-3 x 1/90 = 8 10-3 µg Cr.m-3
Indice de confiance : l’US EPA attribue un indice faible à l’étude source, la base de données et la valeur élaborée. La confiance dans l’étude est faible du fait des incertitudes concernant la caractérisation de l’exposition, et la part de l’effet de contact dans l’effet critique retenu. La confiance dans la base de données est faible parce que les études supports présentent également des incertitudes quant à la caractérisation de l’exposition.

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme particulaire
L’OMS CICAD propose une TC de 3.10-2 µg Cr.m-3 pour une exposition chronique aux sels de chrome (VI) par inhalation (OMS CICAD, 2013).
Cette valeur a été établie à partir d’une étude chez le rat exposé à un aérosol de particules de dichromate de sodium à 0 – 0,05 – 0,1 – 0,2 – 0,4 mg Cr.m-3 22 h/j, 7 j.sem-1 pendant 30 ou 90 jours (Glaser et al., 1990). Là encore, la benchmark dose la plus basse calculée pour des modifications d’activité de la lactate déshydrogénase dans le LBA a été retenue comme l’indicateur le plus sensible de la toxicité pulmonaire et pouvant également refléter l’inflammation pulmonaire chronique. De cette étude, une benchmark concentration de 0,016 mg Cr.m-3 a été déterminée et un ajustement au temps pour une exposition continue (22 h/24 h) a été réalisé (Malsch et al., 1994).
Une concentration équivalente chez l’homme a été calculée à partir de la benchmark concentration à 10 % (BMCHEC) :
BMCHEC = 0,016 mg Cr.m-3 x 0,630* = 0,010 mg Cr.m-3
*la valeur de correction est un RDDR pour des effets pulmonaires (région thoracique), calculée à partir du document finalisé de l’US EPA (1994) sur les méthodes de développement des concentrations de référence pour l’inhalation.
Facteurs d’incertitude : un facteur 3 est appliqué pour tenir compte des différences inter-espèces résiduelles de pharmacodynamique, un facteur 10 pour les variabilités intra-espèce, et un facteur 10 pour permettre d’extrapoler à partir d’une étude de 90 jours à une exposition chronique.
Calcul : 0,010 mg Cr.m-3 x 1/300 = 0,00003 mg Cr.m-3 = 0,03 µg Cr.m-3
Indice de confiance : Cet organisme ne propose pas d’indice de confiance.

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
L’ATSDR propose un MRL de 5.10-3 mg Cr.kg-1.j-1 pour une exposition sub-chronique par ingestion aux composés du chrome (VI) (ATSDR, 2012)
Cette valeur a été établie à partir de l’étude du NTP (2008) qui a exposé des rats pendant 2 ans au dichromate de sodium dihydraté dans l’eau de boisson. Les rats ont été exposés à 0 – 14,3 – 57,3 – 172 – 516 mg.L-1. Au cours de cette étude, des groupes satellites ont été exposés à une seule dose pour une durée d’exposition de 22 jours ou 53 semaines. Une anémie microcytaire hypochrome est observée chez les animaux pour des durées d’exposition sub-chroniques comprises entre 22 jours et 3 et 6 mois. Les effets les plus marqués étant observés à 22 jours, ce sont les résultats obtenus pour cette durée d’exposition qui sont pris en compte. Une benchmark dose BMDL2sd de 0,52 mg Cr.kg-1.j-1 a été établie pour les effets hématologiques (anémie microcytaire hypochrome).
Facteurs d’incertitude : Un facteur global de 100 correspondant à des facteurs 10 pour tenir compte de la variabilité inter-espèce et intra-espèce.
Calcul : 0,52 mg Cr.kg-1 x 1/100= 0,005 mg Cr.kg-1.j-1 = 5.10-3 mg Cr.kg-1.j-1
Indice de confiance : cet organisme ne propose pas d’indice de confiance

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
Santé Canada propose une DJT de 2,2.10-3 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale aux composés du chrome (VI) (Santé Canada, 2021).
Cette valeur a été établie à partir de l’étude du NTP (2008a), au cours de laquelle des rats et des souris ont été exposés pendant 2 ans au dichromate de sodium dihydraté (Cr (VI)) dans l’eau de boisson. Les souris femelles ont reçu 0 – 14,3 – 57,3 – 172 – 516 mg.L-1 de dichromate de sodium dihydraté, soit à 0 – 0,38 – 1,4 – 3,1 – 8,7 mg Cr (VI).kg pc-1.j-1. Une Benchmark Dose a été calculée pour l’hyperplasie diffuse de l’épithélium du duodénum chez les souris, soit une BMDL01 de 0,67 mg Cr (VI).kg-1 pc.j-1. Un modèle PBPK a été utilisé pour convertir cette BMD chez la souris en dose équivalente chez l’homme de 0,054 mg Cr (VI).kg-1 pc.j-1
Facteurs d’incertitude : Un facteur global 25 a été appliqué. Il correspond à un facteur 10 pour tenir compte de la variabilité intra-espèce et un facteur 2,5 pour les différences pharmacodynamiques inter-espèces.
Calcul : 0,054 mg/kg x 1/25 = = 0,0009 mg.kg-1.j-1 = 2,2 µg.kg-1.j-1

Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation
Composés du Chrome VI
L’OMS CICAD propose une ERUi de 4.10-2 (µg Cr.m-3)-1 pour une exposition chronique au chrome VI par inhalation (OMS CICAD 2013).
Cette valeur a été établie sur la base des données issues d’une cohorte de salariés d’une usine de production de chrome (Gibb et al., 2000). L’exposition cumulée au trioxyde de Cr (VI) de chaque individu de la cohorte a été estimée notamment par l’utilisation des nombreuses mesures réalisées au sein de l’usine. L’exposition au chrome (VI) est corrélée à l’augmentation du risque de cancer pulmonaire. Un modèle de régression linéaire de Poisson a été utilisé pour estimer l’excès de risque de cancer des poumons associé à une exposition professionnelle au trioxyde de Cr (VI) (Park et al., 2004), en retenant l’hypothèse d’une exposition cumulée et constante entre 20 et 65 ans, soit jusqu’à 45 ans d’exposition (8 h/j, 5 j/sem, et 52 sem/an). Une extrapolation linéaire du scénario a été réalisée par l’OMS CICAD pour tenir compte de l’exposition environnementale correspondant à une exposition continue de la naissance jusqu’à 70 ans.
La valeur retenue correspond à la concentration de 1 µg.m-3 de Cr associée à un excès de risque de 4.10-2 pour une exposition environnementale.

Concentration en Cr (VI) (µg.m-3)

Risque cumulé vie entière de cancer des poumons attribuable au Cr (VI)

Exposition professionnelle

Exposition environnementale

1

6.10-3

4.10-2

0,1

6.10-4

4.10-3

0,01

6.10-5

4.10-4

0,001

6.10-6

4.10-5


Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
L'OEHHA propose un ERUo de 0,5 (mg Cr.kg-1.j-1)-1 pour une exposition chronique au chrome VI par voie orale (OEHHA, 2011).
La valeur est basée sur la même étude du NTP (2008) qui a montré une augmentation statistiquement significative des tumeurs avec une relation dose-effet chez les souris et les rats. Les résultats montrent une incidence des tumeurs plus importante chez les souris que chez les rats. Dans une démarche protectrice, l’espèce la plus sensible a été retenue pour l’élaboration de la valeur. La relation dose-réponse a été ajustée en tenant compte des durées de vie des animaux. Un modèle multi-étapes a été utilisé à partir des données de l’incidence combinée des carcinomes et des adénomes de l’intestin grêle de manière indépendante pour les souris mâles et femelles. Le modèle a permis de calculer la limite inférieure de l’intervalle de confiance à 95 % de la dose maximale estimée pouvant induire un excès de risque de 10 % (1,2 mg.kg-1.j-1 pour les mâles et de 1,03 mg.kg-1.j-1 pour les femelles). Une valeur équivalente pour l’homme a ensuite été calculée en prenant comme poids corporel 50 et 52 g respectivement pour les mâles et les femelles et 70 kg pour les humains soit une pente de la courbe de 0,5 (mg.kg-1.j-1)-1 pour les mâles et de 0,59 (mg.kg-1.j-1)-1 pour les femelles. Du fait d’une meilleure corrélation des données chez le mâle, ce sont ces dernières qui ont été retenues. L’ERUo dérivé est de 0,5 (mg.kg-1.j-1)-1.

Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Nom Valeur Organisme choix Année du choix URL choix Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
MRL 0,005 µg.m-3 Ineris 2022 ATSDR (2012)
Chrome VI sous forme d'aérosol et trioxyde de chrome
irritation nasale, une atrophie de la muqueuse et une diminution des paramètres spiromètriques Final Air ambiant
MRL 0,3 µg.m-3 Ineris 2022 ATSDR (2012)
Chrome VI sous forme de particules
modification de la lactate déshydrogénase dans le liquide de lavage broncho-alvéolaire Final Air ambiant
Ceci est un aperçu

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Synthèse

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme d'aérosols et trioxyde de chrome
L’INERIS propose de retenir pour une exposition sub-chronique à des aérosols de chrome (VI) par inhalation la VTR chronique de 5.10-3 µg Cr.m-3 de ATSDR (2012).
Seul l’ATSDR (2012) propose une valeur pour des expositions sub-chroniques par inhalation à des aérosols de chrome (VI). Cette valeur est basée sur une étude épidémiologique de 2,5 ans chez des travailleurs (Lindberg et Hedenstierna, 1983). Cette étude est de qualité limitée par la faible taille de la population étudiée et les incertitudes concernant les niveaux d’exposition et les co-expositions. L’élaboration de la VTR est cohérente et l’ensemble de la démarche est bien détaillée. L’INERIS retient cette valeur.
Cette valeur est construite à partir d’une étude épidémiologique de qualité limitée par la faible taille de la population étudiée et les incertitudes concernant les niveaux d’exposition et les co-expositions.
Indice de confiance : moyen

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme particulaire
L’INERIS propose de retenir pour une exposition sub-chronique aux composés du chrome (VI) sous forme particulaire par inhalation la VTR chronique de 0,3 µg Cr.m-3 de l’ATSDR (2012).
Une seule VTR est disponible un MRL de 1.10-3 mg Cr.m-3 pour une exposition sub-chronique de l’ATSDR (2012).
Cette VTR est établie à partir de l’étude expérimentale chez le rat de Glaser et al., 1990 pour des expositions à un aérosol de particules de dichromate de sodium. Cette étude est considérée de qualité recevable même si la caractérisation de l’exposition est limitée. L’effet critique retenu est la modification de l’activité de la lactate déshydrogénase dans le liquide de LBA. Une Benchmark Dose a été calculée et un ajustement au temps et une dose équivalente chez l’homme ont été pratiqués. L’ATSDR utilise un facteur d’incertitude de 3 pour prendre en compte des différences de pharmacodynamie et un facteur de 10 pour tenir compte des différences inter-espèces. La construction de cette valeur est cohérente, elle est recommandée par l’INERIS pour des expositions sub-chroniques.
Cette valeur est retenue par l’ANSES et l’INERIS.
Cette valeur est construite à partir d’une étude sub-chronique chez le rat de bonne qualité malgré la caractérisation de l’exposition qui est limitée, cette valeur est de qualité moyenne.
Indice de confiance : moyen

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme d'aérosols et trioxyde de chrome
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique à des aérosols de chrome (VI) par inhalation la VTR chronique de 8.10-3 µg Cr.m-3 de l’US EPA (1998b).
Quatre organismes proposent des valeurs l’ATSDR (2012), l’US EPA (1998), l’OMS CICAD (2013) et l’OEHHA (2008).
Ces quatre valeurs sont basées sur la même étude épidémiologique (Lindberg et Hedenstierna, 1983) au cours de laquelle les travailleurs ont été exposés à un aérosol de trioxyde de chrome. Cette étude est de bonne qualité malgré la faible taille de la population étudiée et des co-expositions possibles dans la catégorie intermédiaire.
Les quatre organismes retiennent la même concentration critique de 2.10-3 mg Cr.m-3 pour un même effet critique : l’irritation nasale, une atrophie de la muqueuse et une diminution des paramètres spirométriques.
Chacun des organismes calcule une LOAEC ajustée pour une exposition continue en prenant en compte soit les différences de durée d’exposition (8 h/24 h x 5 j/7 j) pour l’ATSDR et l’OMS CICAD, soit les différences de volume d’air inhalé au cours de la période de travail et de la journée (10 m3/20 m3 x 5 j/7 j) pour l’US EPA et l’OEHHA, ce qui est à peu près équivalent.
Enfin, les facteurs d’incertitudes appliqués couvrent différemment les incertitudes :
L’ensemble des organismes a retenu un facteur 10 pour prendre en compte la variabilité au sein de l’espèce humaine. De même, du fait de l’utilisation d’une LOAEC, l’ensemble des organismes a retenu un facteur d’incertitude, d’une valeur de 10 pour l’ATSDR et l’OMS CICAD et de 3 pour l’US EPA et l’OEHHA. Enfin, s’agissant d’une étude épidémiologique pour laquelle l’exposition moyenne est seulement de 2,5 ans, et pour extrapoler les résultats d’une étude sub-chronique à chronique, un facteur a été ajouté par l’US EPA et l’OEHHA alors qu’il n’a pas été jugé nécessaire par l’ATSDR et l’OMS CICAD. Ainsi, le total des facteurs d’incertitude retenus est de 100 pour l’ATSDR et l’OMS CICAD, et de 90 pour l’US EPA. L’OEHHA retient quant à lui un facteur total d’incertitude de 300 du fait des valeurs un peu plus élevées pour chacun des facteurs. Le facteur 90 retenu par l’US EPA pour couvrir la variabilité au sein de l’espèce humaine, l’utilisation d’une LOAEC et d’une étude sub-chronique nous paraît suffisant, c’est donc la valeur de l’US EPA qui sera retenue.
Cette valeur est retenue par l’INERIS.
Cette valeur est construite à partir d’une étude chez des travailleurs mais du fait des limites de la caractérisation de l’exposition dans l’étude clé ainsi que dans les études support , la confiance globale dans la valeur est moyenne.
Indice de confiance : Moyen

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme particulaire
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique aux composés du chrome (VI) sous forme particulaire par inhalation la VTR chronique de 3.10-2 µg Cr.m-3 de OMS IPCS.
Quatre VTR sont disponibles pour des expositions chroniques : le RfC de 0,1 µg Cr.m-3 de l’US EPA (1998), le TC de 0,03 µg Cr.m-3 (OMS IPCS, 2013), le CT de 1.10-4 mg.m-3 de Santé Canada (2021) et le REL de 0,2 µg Cr.m-3 de l’OEHHA.
Ces 4 VTR sont élaborées à partir de la même étude (Glaser et al., 1990), que celle retenue par l’ATSDR pour des expositions sub-chroniques. Cette étude est considérée de qualité recevable même si la caractérisation de l’exposition et sa durée sont limitées.
La VTR de l’OMS IPCS reprend la VTR de l’ATSDR établie pour une exposition sub-chronique à laquelle est ajouté un facteur d’incertitude de 10 pour tenir compte de l’extrapolation d’une exposition sub-chronique à chronique. Comme précisé précédemment, cette étude est considérée de qualité recevable même si la caractérisation de l’exposition est limitée. L’effet critique retenu est la modification de l’activité de la lactate déshydrogénase dans le liquide de LBA. Cet effet est compatible avec le profil toxicologique de la substance.
La VTR de l’US EPA retient le même effet critique que celui de l’ATSDR (mesure de l’activité de la lactate déshydrogénase dans le liquide broncho-alvéolaire), et suit la même démarche conduisant à une benchmark dose identique. Santé Canada reprend la valeur de l’US EPA.
Ensuite, il existe deux différences entre la construction de ces deux valeurs. La première réside dans le choix du facteur RDDR utilisé dans l’extrapolation de l’animal à l’homme. La valeur développée par l’US EPA (1998) a retenu la valeur de 2,1576 issue d’un projet de document (US EPA, 1989), alors que la celle retenue par l’ATSDR (2012) et reprise par l’OMS IPCS (2013) est de 0,630 et correspond à celle proposée par le document finalisé de l’US EPA (US EPA, 1994). Il est proposé de retenir le RDDR de 0,630.
La seconde différence réside dans les facteurs d’incertitude qui ont été appliqués. L’US EPA retient un facteur 3 pour prendre en compte des différences pharmacodynamiques entre les différentes espèces, un facteur 10 pour prendre en compte la durée de l’étude utilisée et un autre facteur 10 pour prendre en compte les différences de sensibilité au sein de la population humaine. Concernant le facteur d’incertitude, la valeur de l’US EPA est donc la même que celle de l’ATSDR pour une exposition sub-chronique, la seule différence réside dans le facteur supplémentaire utilisé par l’US EPA pour son extrapolation à une exposition chronique.
Enfin, la VTR de l’OEHHA retient l’hyperplasie bronchique comme effet critique puis calcule une benchmark concentration avant de réaliser un ajustement temporel. L’OEHHA applique ensuite un facteur 3 pour prendre en compte des différences pharmacocinétiques entre les différentes espèces, un facteur 3 pour prendre en compte la durée de l’étude utilisée et un autre facteur 10 pour prendre en compte les différences de sensibilité au sein de la population humaine.
Les démarches de l’US EPA, de l’OMS IPCS et de l’OEHHA sont très proches et cohérentes et aboutissent à des valeurs proches. La différence entre ces trois valeurs réside dans le choix de l’effet critique (altération de l’activité de la lactate déshydrogénase ou hyperplasie bronchique), du pourcentage d’effet retenu pour le calcul de la benchmark concentration (5 ou 10 %), dans la valeur du facteur d’extrapolation animal-homme (RDDR) et dans le choix des facteurs d’incertitude retenus et leur valeur associée. Les valeurs développées par l’US EPA et l’OMS IPCS retiennent le critère d’effet le plus sensible. La construction de l’OMS CICAD basée sur les éléments les plus récents apparait la plus pertinente.
L’INERIS recommande la valeur de l’OMS IPCS pour des expositions chroniques aux composés du chrome (VI) sous forme particulaire.
Cette valeur est établie à partir d’une étude expérimentale de bonne qualité malgré la caractérisation de l’exposition qui est limitée, cette valeur est de qualité moyenne.
Indice de confiance : moyen

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
L’INERIS propose de retenir pour une exposition sub-chronique au chrome VI par voie orale la VTR sub-chronique de 5.10-3 mg Cr.kg-1.j-1 de ATSDR (2012).
Cette valeur est basée sur une étude expérimentale de 2 ans au cours de laquelle les principaux effets (anémie microcytaire hypochrome) ont été observés à 22 jours d’exposition. Cette étude est de bonne qualité. Une benchmark dose a été calculée et un facteur d’incertitude de 100 pour prendre en compte la variabilité intra- et inter-espèces ont été appliqués. Cette démarche est cohérente et la valeur de l’ATSDR est retenue par l’INERIS.
Cette valeur est retenue par l’INERIS.
Cette valeur est établie à partir d’une étude de bonne qualité chez l’animal pour une exposition sub-chronique.
Indice de confiance élevé.

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au chrome (VI) par voie orale la VTR chronique de 2,2.10-3 mg Cr.kg-1.j-1 (Santé Canada, 2021).
Six organismes proposent des VTR pour des expositions chroniques par voie orale aux composés du chrome VI : ATSDR (2012), US EPA (1998), OMS IPCS (2013), RIVM (2001), l’OEHHA (2008) et Santé Canada (2021). L’US EPA (2010) propose par ailleurs une valeur en projet, reprenant la construction de l’ATSDR (2012), en se basant sur le projet de 2008 ; cette valeur n’étant pas finalisée, elle n’est pas intégrée dans le présent choix. Enfin, l’Anses (2012) propose de retenir la valeur de l’ATSDR.
Les valeurs proposées par l’US EPA (1998), le RIVM et l’OEHHA sont basées sur la même étude source (MacKenzie et al., 1958). Cette étude ancienne est de qualité limitée par le nombre restreint d’animaux exposés, de paramètres étudiés et par l’absence d’effet toxique à la dose la plus élevée testée. La construction de la VTR repose ensuite sur les mêmes critères d’effets et de doses critiques. Le RIVM considère sa valeur comme provisoire, elle n’est donc pas retenue. La différence entre l’US EPA et l’OEHHA réside dans le choix des facteurs d’incertitude qui sont appliqués. L’US EPA choisit d’appliquer un facteur 10 pour l’extrapolation des données de l’animal à l’homme, un facteur 10 pour tenir compte des différences de sensibilité au sein de l’espèce humaine, un facteur 3 pour compenser les extrapolations de durée de l’exposition et un facteur supplémentaire 3 pour tenir compte du temps court d’exposition. Pour sa part, l’OEHHA retient un facteur 3 pour l’extrapolation des données expérimentales à l’homme, un facteur 10 pour tenir compte de la variabilité au sein de population humaine. Ce qui conduit à un facteur d’incertitude de 900 pour US EPA et de 30 pour l’OEHHA, le premier nous parait surestimé et le second sous-estimé.
Enfin, l’ATSDR, l’OMS IPCS et Santé Canada proposent une VTR sur la base d’une étude de 2 ans chez le rat et la souris (NTP, 2008). Cette étude récente est de bonne qualité. Un calcul de benchmark dose a ensuite été effectué sur la base de l’hyperplasie au niveau du duodénum. Santé Canada complète le calcul et détermine une dose équivalente humaine en utilisant un modèle PBPK. Si l’ATSDR et l’OMS IPCS prennent un facteur d’incertitude de 100 pour tenir compte de la variabilité inter- et intra-espèce, Santé Canada applique un facteur réduit à 25 prenant en compte l’utilisation d’un modèle PBPK pour le calcul d’une dose équivalent pour l’homme. Les constructions de ces VTR sont cohérentes et justifiées.
L’Ineris recommande la valeur construite par Santé Canada (2021) qui est plus précise du fait de l’utilisation d’une modélisation PBPK. Cette valeur est très proche de celle de précédemment construite par l’ATSDR (2012) et reprise par l’OMS IPCS (2013) et par l’Anses (2012)
La valeur de Santé Canada est retenue par l’Ineris.
Cette valeur s’appuie sur une étude expérimentale relativement récente et de bonne qualité ; elle est soutenue par les autres valeurs qui sont très proches avec une construction presque identique.
Indice de confiance : élevé

Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation
Composés du Chrome VI
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique aux composés du chrome (VI) par inhalation la VTR chronique de 4.10-2 (µg Cr.m-3)-1 de OMS IPCS (2013).
Six organismes proposent des VTR : l’US EPA (1998), l’OMS (2000), l’OMS CICAD (2013), le RIVM (2001), Santé Canada (2010), et l’OEHHA (2011). L’ANSES a réalisé un choix de VTR (2015) et retient la proposition de l’OMS CICAD.
La VTR de l’OMS CICAD est basée sur les données d’une seule étude épidémiologique de Gibb et al. (2000) correspondant à une nouvelle analyse d’une ancienne cohorte (Hayes et al., 1979). Celle-ci utilise une cohorte d’une taille recevable et pour laquelle les données métrologiques sont disponibles. Cette étude est de bonne qualité. Une valeur identique avait précédemment été calculée par l’OMS (2000) à partir de 3 études (Hayes et al., 1979 ; Langard et al., 1980 ; Langard et al., 1990) dont la première analyse de la cohorte reprise par Gibb et al. (2000). Les VTR de l’US EPA, l’OEHHA et Santé Canada sont quant à elles basées sur une seule et même étude, celle de Mancuso( 1975), et la VTR de l’US EPA est calculée à partir de l’exposition en chrome. Le RIVM propose également une VTR calculée à partir de plusieurs études, mais ces dernières sont plus anciennes que celles sur lesquelles se basent l’OMS et l’OMS CICAD. L’ANSES a réalisé un choix de VTR et retient la valeur construite par l’OMS CICAD pour le travailleur pour une exposition discontinue. Cette approche n’est pas adaptée pour la construction d’une VTR, l’INERIS propose de retenir la valeur de l’OMS CICAD extrapolée pour des expositions environnementales de type continu.
L’INERIS propose donc de retenir la valeur de l’OMS CICAD, qui est basée sur les analyses les plus récentes.
Indice de confiance : moyen


Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au chrome (VI) par voie orale la VTR chronique de 0,5 (mg Cr.kg-1.j-1)-1 de OEHHA (2011).
Un seul organisme, l’OEHHA, propose une valeur (2011). Cette valeur est basée sur une l’étude du NTP (2008). Des adénomes et carcinomes de l’intestin grêle ont été observés chez les rats et souris mâles et femelles. Les résultats obtenus pour l’espèce la plus sensibles ont servi pour le calcul de la VTR. Un modèle multi-étapes a été utilisé pour le calcul d’une dose équivalente pour l’homme.
Même si le mécanisme de genèse de ces tumeurs n’est pas clairement établi et par prudence, l’Anses et l’Ineris retiennent cette valeur de l’OEHHA.
L’US EPA a obtenu une valeur identique par une approche un peu différente à partir de la même étude, cette valeur est actuellement toujours à l’état de projet.
Indice de confiance : moyen

Autres valeurs des organismes reconnus

Description

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation
Composés du Chrome VI sous forme particulaire
L’US EPA (IRIS) propose une RfC de 0,1 µg Cr.m-3 (US EPA (IRIS),1998b) pour une exposition chronique au chrome (VI) sous forme particulaire.
Cette valeur a également été établie à partir de l’étude chez le rat exposé à un aérosol de particules de dichromate de sodium à 0 – 0,05 – 0,1 – 0,2 – 0,4 mg Cr.m-3 22 h/j, 7 j/semaine pendant 30 ou 90 jours (Glaser et al., 1990). Comme décrit précédemment pour les VTR sub-chroniques, plusieurs benchmarks concentrations ont été calculées et celle relative à la modification de l’activité de la lactate déshydrogénase dans le LBA donnant le résultat le plus faible de 0,016 mg.m-3 pour une probabilité d’effet de 10 %, a été retenue (Malsch et al., 1994).
Un facteur supplémentaire RDDR (regional deposited dose ratio for particulates to account for differences between rats and humans) de 2,1576 est appliqué pour tenir compte des variations pharmacocinétiques entre les différentes espèces. Ce facteur a été déterminé par Malsch et al. (1994) à partir du document de travail de l’US EPA (1989) relatif aux méthodes de développement des concentrations de référence pour l’inhalation.
LOAECHEC = 0,016 mg.m-3 x 2,1576 = 0,035 mg.m-3
Facteurs d’incertitude : un facteur global de 300 est appliqué correspondant à un facteur 3 qui tient compte des différences pharmacodynamiques entre les différentes espèces, un facteur 10 qui tient compte de la durée d’exposition utilisée et un facteur 10 qui tient compte des différences de sensibilité chez l’homme.
Calcul : 0,035 mg Cr.m-3 x 1/300 = 1.10-4 mg Cr.m-3 = 0,1 µg Cr.m-3
Indice de confiance : l’US EPA attribue un indice moyen à l’étude source en raison des incertitudes relatives aux effets respiratoires et rénaux et sur la reproduction. L’US EPA attribue également un indice moyen à valeur élaborée.

Santé Canada propose une CT de 0,1 µg.m-3 pour le chrome (VI) sous forme particulaire (Santé Canada, 2021).
Cette valeur reprend la valeur de l’US EPA. Elle est établie à partir de l’étude chez le rat exposé à un aérosol de particules de dichromate de sodium à 0 – 0,05 – 0,1 – 0,2 – 0,4 mg Cr(VI).m-3 22 h/j, 7 j/semaine pendant 30 ou 90 jours (Glaser et al., 1990). La benchmark concentration de 0,016 mg.m-3 pour une probabilité d’effet de 10 %, a été déterminée à partir de la mesure de la lactate déshydrogénase dans le liquide broncho-alvéolaire (Malsch et al., 1994).
Un facteur supplémentaire RDDR (regional deposited dose ratio for particulates to account for differences between rats and humans) de 2,1576 est appliqué pour tenir compte des variations pharmacocinétiques entre les différentes espèces. Ce facteur a été déterminé par Malsch et al. (1994) à partir du document de travail de l’US EPA (1990) relatif aux méthodes de développement des concentrations de référence pour l’inhalation.
LOAECHEC = 0,016 mg.m-3 x 2,1576 = 0,034 mg.m-3
Facteurs d’incertitude : Un facteur 300 est appliqué correspondant à un facteur 3 qui tient compte des différences pharmacodynamiques entre les différentes espèces, un autre facteur 10 qui tient compte de la durée d’exposition utilisée, et un autre facteur 10 qui tient compte des différences de sensibilité chez l’homme.
Calcul : 0,035 mg.m-3 x 1/300 = 1.10-4 mg.m-3 = 0,1 µg.m-3

L'OEHHA propose un REL de 0,2 µg Cr.m-3 pour une exposition chronique au chrome (VI) soluble (sauf CrO3) par inhalation (OEHHA, 2008).
Cette valeur est issue de la même étude expérimentale au cours de laquelle des rats ont été exposés par inhalation durant 90 jours (22 heures par jour, 7 jours par semaine) à 0 – 54 – 109 - 204 ou 403 µg Cr.m-3 sous forme d'un aérosol de dichromate de sodium (Glaser et al., 1990). Une LOAEC de 50 µg Cr.m-3 a été établie pour les effets pulmonaires (hyperplasie bronchoalvéolaire) et une benchmark concentration à 0,5 % (BMC05) a été calculée à 12,5 µg Cr.m-3. Selon l'OEHHA, une BMC05 équivaut à un NOAEL (i.e. concentration associée à un faible niveau de risque). Ajustée à une exposition continue, la BMC05 est de 11,46 µg Cr.m-3 (12,5 x 22/24). La concentration équivalente chez l'homme est de 24,47 µg.m-3 (2,1355 x 11,46 Cr – méthode non précisée).
Facteurs d’incertitude : Un facteur arrondi à 100 est appliqué correspondant à un facteur 3 pour l'extrapolation des données à l'homme, un facteur 10 pour tenir compte des différences de sensibilité au sein de l’espèce humaine et un facteur 3 pour la durée sub-chronique de l'étude.
Calcul : 24,47 µg Cr.m-3 x 1/100 = 0,2 µg Cr.m-3Indice de confiance : cet organisme ne propose pas d’indice de confiance.

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
L’ATSDR propose un MRL de 9.10-4 mg Cr.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par ingestion aux composés du chrome (VI) (ATSDR, 2012).
Cette valeur a été établie à partir de l’étude du NTP (2008) qui a exposé des rats et des souris pendant 2 ans au dichromate de sodium dihydraté (Cr (VI)) dans l’eau de boisson. Les rats ont été exposés à 0 – 14,3 – 57,3 – 172 – 516 mg.L-1 de dichromate de sodium soit 0 – 0,38 – 1,4 – 3,1 – 8,7 mg Cr.kg pc-1.j-1. Des Benchmarks Doses ont été calculées pour plusieurs effets critiques (inflammation hépatique chronique chez les rats femelles et hyperplasie diffuse de l’épithélium du duodénum et infiltration histiocytaire au niveau du nodule lymphatique du mésentère chez les souris mâles et hyperplasie diffuse de l’épithélium du duodénum, infiltration histiocytaire au niveau du ganglion lymphatique du mésentère et du foie, altération cytoplasmatique de l’acinus pancréatique chez les souris femelles). La valeur la plus basse a été retenue pour la construction de la VTR. Il s’agit de la benchmark dose de 0,09 mg Cr.kg-1.j-1 établie pour les effets sur le duodénum (hyperplasie diffuse de l’épithélium) chez la souris femelle.
Facteurs d’incertitude : des facteurs 10 sont appliqués pour tenir compte de la variabilité inter-espèces et intra-espèce (facteur global = 100)
Calcul : 0,09 mg Cr.kg-1.j-1 x 1/100 = = 0,0009 mg.kg-1.j-1 = 0,9 µg.kg-1.j-1
Indice de confiance : Cet organisme ne propose pas d’indice de confiance.

L’US EPA (IRIS) propose une RfD de 3.10-3 mg Cr.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale au chrome VI (US EPA(IRIS),1998b).
Cette valeur a été établie à partir d’une étude expérimentale réalisée chez le rat Sprague Dawley (MacKenzie et al., 1958). Les animaux ont été exposés au chrome (VI) (K2CrO4) à des doses de 0 à 25 mg.L-1 pendant 1 an dans l’eau de boisson. En raison d’une absence d’effet observé au cours de cette étude, un NOAEL ajusté de 2,4 mg Cr.kg-1.j-1 a été défini pour le chrome (VI) (consommation d’eau par jour estimée à 0,1 L.kg-1.j-1).
Facteurs d’incertitude : Un facteur 10 est appliqué pour l’extrapolation des données expérimentales à l’homme, un facteur 10 pour tenir compte des différences de sensibilité au sein de l’espèce humaine, un facteur 3 pour compenser les extrapolations de durée de l’exposition et un facteur 3 pour tenir compte du temps d’exposition court utilisé.
Calcul : 2,4 mg Cr.kg-1.j-1 x 1/300 x 1/3 = 0,003 mg Cr.kg-1.j-1 = 3 µg Cr.kg-1.j-1
Indice de confiance : l’US EPA attribue un indice faible dans l’étude, la base de données et la valeur construite. L’indice de confiance dans l’étude retenue est faible du fait du peu d’animaux exposés, du nombre restreint de paramètres suivis et de l’absence d’effet toxique à la dose la plus élevée. La confiance dans la base de données est également faible car les études supports sont également de qualité limitée et que la toxicité sur le développement n’est pas bien connue.

L’OMS IPCS propose une TDI de 9.10-4 mg Cr.kg j-1 pour une exposition chronique au chrome (VI) par voie orale (OMS IPCS, 2013).
L’OMS CICAD précise que la construction de cette valeur reprend la construction du MRL de l’ATSDR pour une exposition chronique par voie orale : même étude source (NTP, 2008), même choix d’effet critique (hyperplasie du duodénum), même calcul de benchmark dose et même facteurs d’incertitude.
Facteurs d’incertitude : Un facteur 100 a été retenu correspondant à un facteur 10 pour tenir compte de la variabilité inter-espèces et un facteur 10 pour tenir compte de la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 0,09 mg Cr.kg-1.j-1 x 1/100 = = 0,0009 mg Cr.kg-1.j-1 = 0,9 µg Cr.kg-1.j-1
Indice de confiance : Cet organisme ne propose pas d’indice de confiance.

Le RIVM propose une TDI provisoire (pTDI) de 5.10-3 mg Cr.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au chrome (VI) par voie orale (Baars et al., 2001)
Cette valeur a été établie à partir d’une étude expérimentale réalisée chez le rat Sprague Dawley (MacKenzie et al., 1958). Les animaux ont été exposés au chrome (VI) (K2CrO4) à des doses de 0 à 25 mg.L-1 pendant 1 an dans l’eau de boisson. Un NOAEL de 2,4 mg Cr.kg-1.j-1 a été défini pour le chrome (VI).
Facteurs d’incertitude : Un facteur 10 est appliqué pour l’extrapolation des données expérimentales à l’homme, un facteur 10 pour tenir compte des différences de sensibilité au sein de l’espèce humaine et un facteur 5 pour la faible durée d'exposition.
Calcul : 2,4 mg Cr.kg-1.j-1x 1 / 500 = 5.10-3 mg Cr.kg-1.j-1 = 5 µg Cr.kg-1.j-1
Indice de confiance : Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est faible.

L'OEHHA propose un REL de 2.10-2 mg Cr.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au chrome (VI) soluble (sauf CrO3) par voie orale (OEHHA, 2008).
Cette valeur est issue de la même étude expérimentale que celle utilisée par l'US EPA pour calculer sa RfD (MacKenzie et al., 1958). Des rats ont été exposés au chrome (VI) dans l'eau de boisson durant 1 an. Aucun effet n'a été noté quelle que soit la dose. Un NOAEL de 2,4 mg Cr.kg-1.j-1 (converti à partir de la dose de 25 mg.L-1) a été établi (25 mg.L-1 x 0,035 L.j-1 x 1/0,35 kg).
Facteurs d’incertitude : Un facteur 10 est appliqué pour l'extrapolation des données à l'homme et un facteur 10 pour tenir compte des différences de sensibilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 2,4 mg Cr.kg-1.j-1 x 1/100 = 0,02 mg Cr.m-3
Indice de confiance : Cet organisme ne propose pas d’indice de confiance.

Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation
Composés du Chrome VI
L’US EPA (IRIS) propose un ERUi de 1,2.10-2 (µg Cr.m-3)-1 pour une exposition chronique au chrome VI par inhalation (US EPA(IRIS),1998b)
Cette valeur est établie à partir d’une étude épidémiologique portant sur 332 salariés exposés de 1931-1951 jusqu’en 1974. En 1974, plus de la moitié de la cohorte était décédée. La mort par cancer pulmonaire représentait 63,6 %, 62,5 % et 58,3 % des causes de décès pour des individus employés respectivement depuis 1931-1932, 1933-1934 et 1935-1937 (Mancuso, 1975). Dans cette étude, la mort par cancer pulmonaire est corrélée avec l’exposition aux dérivés solubles du chrome (VI), aux dérivés insolubles du chrome (III) et au chrome total. Une extrapolation des données par un modèle multi-étape a permis de déterminer un ERUi de 1,2.10-2 (µg cr.m-3)-1, ce qui correspond à une concentration de
8.10-4 µg Cr.m-3 pour un niveau de risque de 10-5 et à une concentration de 8.10-5 µg Cr.m-3 pour un niveau de risque de 10-6.

L’OMS propose un ERUi de 4.10-2 (µg Cr.m-3)-1 pour une exposition chronique au chrome VI par inhalation (OMS, 2000).
Cette valeur a été établie à partir de plusieurs études épidémiologiques (Hayes et al., 1979 ; Langard et al., 1980 ; Langard et al., 1990). Dans ces études, l’effet retenu est la survenue de cancers pulmonaires. De ces différentes études, plusieurs estimations du risque sont rapportées, allant de 1,1.10-2 à 1,3.10-1.Finalement, c’est la moyenne géométrique de ces valeurs qui est retenue. La concentration de chrome de 25.10-2 µg.m-3 est associée à un excès de risque de 10-5 et celle de 25.10-3 µg.m-3 est associée à un excès de risque de 10-6

Le RIVM propose un CRinhal de 2,5.10-6 mg Cr.m-3 soit 2,5.10-3 µg Cr.m-3 pour une exposition au chrome (VI) par inhalation (Baars et al., 2001).
Cette valeur correspond à un excès de risque cancérigène de 1.10-4. Elle a été établie à partir d'un risque vie entière de 4.10-2 (µg.m-3)-1 pour une exposition à 1 µg.m-3, calculé à partir des études épidémiologiques réalisées chez des travailleurs (Slooff, 1990[1] ; OMS, 1994).

Santé Canada propose un ERUi de 76 (mg Cr (VI).m-3)-1 soit 7,6.10-2 (µg Cr (VI).m-3)-1 pour une exposition au chrome (VI) par inhalation (Santé Canada, 2021).
Ces valeurs ont été établies à partir d’une étude épidémiologique portant sur 332 salariés (Mancuso, 1975). Dans cette étude, la mort par cancer pulmonaire est corrélée avec l’exposition aux dérivés solubles du chrome (VI). A partir de la courbe dose-réponse expérimentale, la dose causant une augmentation de 5 % de l'incidence des tumeurs a été estimée à 4,6 µg.m-3 pour le chrome total. Une étude plus ancienne au sein de la même usine a montré que la proportion de chrome (III) par rapport au chrome (VI) était de 6:1 (Bourne et Yee, 1950). Par conséquent, les concentrations en chrome (VI) peuvent être estimées à 1/7 des concentrations totales en chrome. Ceci a conduit à une CT0,05 de 0,66 µg.m-3 (4,6 µg.m-3 / 7) pour le chrome (VI). ERUi = 0,05/ CT0,05 = 0,05/0,66 µg.m-3.

L'OEHHA propose un ERUi de 1,5.10-1 (µg Cr.m-3)-1 pour une exposition au chrome VI par inhalation (OEHHA, 2011).
Cette valeur a été calculée à partir de l'étude épidémiologique de Mancuso, 1975 (voir ci-dessus). Un modèle multiétape linéarisé a été utilisé pour calculer le risque cancérigène.

Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale
Composés du Chrome VI
L’US EPA (IRIS) propose un projet de valeur ERUo de 0,5 (mg Cr.kg-1.j-1)-1 (US EPA, 2010).
Cette valeur est basée sur l’étude de cancérogenèse du NTP, 2008) au cours de laquelle des rats et des souris mâles et femelles ont été exposés à différentes concentrations de dichromate de sodium. Une augmentation de l’incidence des tumeurs de l’intestin grêle est rapportée chez les mâles et les femelles et est présentée dans le tableau 1. A partir de ces données, une approche par BMD a été menée pour le calcul de la pente puis une dose équivalente chez l’homme a été calculée. Un modèle à deux étapes a été utilisé et la pente de la courbe a été calculée de 0,09 (mg.kg-1.j-1)-1 pour les mâles et de 0,10 (mg.kg-1.j-1)-1 pour les femelles. Une pente équivalente a ensuite été calculée en prenant comme poids corporel 50 et 53 g respectivement pour les mâles et les femelles et de 70 kg pour les humains soit une pente de la courbe de 0,5 (mg.kg-1.j-1)-1 pour les mâles et de 0,6 (mg.kg-1.j-1)-1 pour les femelles. Le modèle présentant une meilleure corrélation pour les mâles que pour les femelles, la valeur de 0,5 (mg.kg-1.j-1)-1 est donc celle retenue.

Autres valeurs des organismes reconnus
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
CT 0,0001 mg.m-3 Sante Canada (2021) Toxicité de l'appareil respiratoire Final Air ambiant 300
RfC 0,1 µg.m-3 US EPA (1998)
Cr(VI) particulates
Lactate dehydrogenase in bronchioalveolar lavage fluid Final Air ambiant
CT 0,005 µg.m-3 OMS IPCS (2013)
Valeur pour trioxyde de chrome/acide chromique
effets sur les voies respiratoires supérieures Final Air ambiant
REL 0,002 µg.m-3 OEHHA (2008)
Valeur pour une exposition au trioxyde de chrome
Effets sur le système respiratoire Final Air ambiant
REL 0,2 µg.m-3 OEHHA (2008)
ChromiumVI & soluble compounds (except chromic trioxide)
Bronchoalveolar hyperplasia in lungs of rats Final Air ambiant
MRL 0,005 µg.m-3 ATSDR (2012)
aérosol
Resp. Final Air ambiant
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Bibliographie

Introduction

L'objectif est d’évaluer les effets sur la faune et la flore aquatique et terrestre. Les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés.

Lorsque les informations de cette section proviennent d’un rapport d’évaluation ayant fait l’objet d’une expertise collective au niveau européen ou international, les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait systématiquement l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche.

Les composés de chrome (VI) ne sont pas considérés comme des formes essentielles du chrome sur le plan nutritif. En raison de leur biodisponibilité et des propriétés oxydantes puissantes des composés du chrome (VI), ceux-ci sont considérés comme beaucoup plus toxiques pour les organismes vivants que les formes de chrome (III) (CE 2005).

Les formes de chrome hexavalentes considérées dans cette évaluation sont celles conduisant à la formation des chromates dissous et d’ions dichromate. L'écotoxicité de ces composés a été évaluée en considérant que la toxicité observée est celle liée au chrome (VI) dissous, indépendamment du composé de chrome testé. Pour ce faire, les concentrations d'effet présentées dans les tableaux ci-dessous ont été converties, le cas échéant, afin de présenter les résultats en mg de chrome plutôt qu'en de mg de composé d'origine.

Dangers

Description

Ecotoxicité aquatique

Paramètre d'écotoxicité aiguë

L’ensemble des études de toxicité aiguë sur organismes aquatiques présentées ci-dessous provient de la dernière version du rapport européen d’évaluation des risques sur les chromates (CE 2005). Ces études ayant déjà fait l’objet d’une évaluation par les experts Européens, elles ne sont pas été réévaluées dans le présent document.

Abréviations utilisées pour les paramètres de toxicité:

b: biomasse

c: croissance

Chrome (VI)

Espèce

Substance testée

Paramètre d’écotoxicité

Valeur

(mg Cr.L-1)

Référence

Algues

Selenastrum capricornutum

K2Cr2O7

96 h CE50 (c)

72 h CE50 (c)

72 h CI50 (c)

0,217

0,233

0,99

Nyholm 1991

Thalassiosira pseudonana*

K2Cr2O7

CE50

0,341

Riedel 1984

Chlorella vulgaris

K2Cr2O7

72 h CI50 (c)

0,47

Jouany et al. 1982

Scenedesmus subspicatus

K2Cr2O7

72 h CE50 (c)

72 h CE50 (b)

4,6

0,13

Kühn and Pattard 1990

Crustacés

Eau douce

Ceriodaphnia sp

K2Cr2O7

48 h CL50

0,03

Dorn et al. 1987

Daphnia magna

K2Cr2O7

48 h CE50

0,035

Stephenson and Watts 1984

Na2CrO4

48 h CE50

0,05

Trabalka and Gehrs 1977

Na2Cr2O7

48 h CE50

0,112

Elnabarawy et al. 1986

Ceriodaphnia dubia

K2Cr2O7

24 h CL50

0,053

Hickey 1989

Daphnia obtusa

K2Cr2O7

48 h CE50

0,061

Coniglio and Baudo 1989

Daphnia pulex

K2Cr2O7

48 h CE50

0,063

Dorn et al. 1987

Na2Cr2O7

48 h CE50

0,122

Elnabarawy et al. 1986

K2CrO4

48 h CE50

0,18

Jop et al. 1987

Simocephalus vetulus

K2Cr2O7

24 h CE50

0,154

Hickey 1989

Ceriodaphnia reticulata

Na2Cr2O7

48 h CE50

0,195

Elnabarawy et al. 1986

Ceriodaphnia pulchella

K2Cr2O7

24 h CL50

0,196

Hickey 1989

Crangonyx pseudogracilis

K2Cr2O7

96 h CL50

0,42

Martin and Holdrich 1986

Daphnia carinata

K2Cr2O7

24 h CE50

0,423

Hickey 1989

Macrobrachium lamarrei

K2Cr2O7

96 h CL50

0,65

Murti et al. 1983

Eau marine

Artemia sp

K2Cr2O7

24 h CL50

1,7

Vanhaecke and Persoone 1981

Mysidopsis bahia

K2Cr2O7

48 h CE50

2,03

Lussier et al. 1985

K2CrO4

48 h CE50

6,0

Jop et al. 1987

Cancer magister

K2Cr2O7

96 h CL50

3,44

Martin et al. 1981

Corophium volutator

K2Cr2O7

96 h CL50

4,4

Bryant et al. 1984

Palaemonetes pugio

Na2CrO4

96 h CL50

4,86

Conklin et al. 1983

Americamysis almyra

K2Cr2O7

48 h CE50

5,13

Dorn et al. 1987

Allorchestes compressa

K2Cr2O7

96 h CL50

5,56

Ahsanullah 1982

Nitokra spinipes*

K2Cr2O7

96 h CL50

5,7

Linden et al. 1979

Artemia salina

K2Cr2O7

24 h CL50

7,8

Persoone et al. 1989

Na2CrO4

48 h CL50

7,9

Kissa et al. 1984

Tisbe holothuriae

Na2CrO4

48 h CL50

8,1

Moraitou-Apostolopoulou and Verriopoulos 1982

Praunus flexuosus

K2Cr2O7

96 h CL50

10

McLusky and Hagerman 1987

Callinectes sapidus*

K2Cr2O7

96 h CL50

34

Frank and Robertson 1979

Insectes

Goniobasis levescens

K2Cr2O7

48 h CL50

2,4

Cairns et al. 1976

Chironomus tentans

K2Cr2O7

48 h CL50

11,8

Khangarot and Ray 1989

Mollusques

Eau douce

Physa integra

K2Cr2O7

48 h CL50

0,66

Cairns et al., 1976

Lymnaea acuminata

K2Cr2O7

96 h CL50

5,97

Khangarot et al. 1982

Ladislavella emarginata

K2Cr2O7

48 h CL50

34,8

Cairns et al. 1976

Biomphalaria glabrata

K2Cr2O7

96 h CL50

37,3

Bellavere and Gorbi 1981

Eau marine

Crassostrea gigas

K2Cr2O7

48 h CE50

4,54

Martin et al. 1981

Mathoma balthica

K2Cr2O7

96 h CL50

29

Bryant et al. 1984

Rangia cuneata

K2Cr2O7

96 h TLm

14

Olson and Harrel 1973

Polychètes

Eau douce

Enchytraeus albidus

K2Cr2O7

96 h CL50

0,67

Roembke and Knacker 1989

Acolosoma haedlyi

K2Cr2O7

48 h CL50

8,6

Cairns et al. 1978

Eau marine

Neanthes arenaceodentata

K2Cr2O7

7 j CL50

1,63

Mearns et al. 1976

Capitella capitata

Na2Cr2O7

96 h CL50

5,0

Reish et al. 1976

Nereis diversicolor

K2Cr2O7

96 h CL50

7,5

Bryant et al. 1984

Rotifères

Philodena roseola

Na2CrO4

96 h CL50

5,5

Schaefer and Pipes 1973

Philodina acuticumis

K2Cr2O7

48 h CL50

29

Cairns et al. 1978

Brachionus plicatilis*

K2Cr2O7

24 h CL50

51,6

Persoone et al. 1989

Poissons

Eau douce

Oncorhynchus mykiss

Na2CrO4

96 h CL50

13

Van Der Putte et al. 1981

K2Cr2O7

96 h CL50

63,6

Brown et al. 1985

Na2Cr2O7

96 h CL50

69

Benoit 1976

Pimephales promelas

K2Cr2O7

96 h TLm

17,6

Pickering and Henderson 1966

Na2Cr2O7

96 h CL50

33,2

Benoit 1976

K2CrO4

96 h TLm

45,6

Pickering and Henderson 1966

Trichogaster fasciata

CrO3

96 h CL50

20,8

Srivastava et al. 1979

Morone saxatilis

K2CrO4

96 h CL50

28

Palawski et al. 1985

Lebistes reticulatus

K2Cr2O7

96 h TLm

30

Pickering and Henderson 1966

Carassius auratus

K2Cr2O7

96 h CL50

37,5

Pickering and Henderson 1966

Channa punctata

K2Cr2O7

96 h CL50

45,20

Saxena and Parashari 1983

Notemigonus crysoleucas

K2Cr2O7

96 h CL50

55

Hartwell et al. 1989

Ictalurus punctatus

K2Cr2O7

24 h CL50

58

Cairns et al. 1978

Danio rerio

K2Cr2O7

96 h CL50

58,5

Bellavere and Gorbi 1981

Salvelinus fontinalis

K2Cr2O7

96 h CL50

59

Benoit 1976

Lepomis macrochirus

K2Cr2O7

96 h CL50

110

Trama and Benoit 1960

K2CrO4

96h CL50

120

Cairns and Scheier 1958

Na2Cr2O7

48 h TLm

213

Turnbull et al. 1954

Eau marine

Cyprinodon variegatus

K2CrO4

96 h CL50

21,4

Dorn et al. 1987

K2Cr2O7

96 h CL50

25

Jop et al. 1987

Citlerichthys stigmaeus

K2Cr2O7

96 h CL50

30

Mearns et al. 1976

Gasterosteus aculeatus*

K2Cr2O7

96 h CL50

33

Jop et al. 1987

K2CrO4

96 h CL50

35

Limanda limanda

K2Cr2O7

96 h CL50

47

Taylor et al. 1985

Chelon labrosus

K2Cr2O7

48 h CL50

47,2

Taylor et al. 1985

Alburnus alburnus*

K2Cr2O7

96 h CL50

84,8

Linden et al. 1979

Autres

Rana cyanophlyctia

Na2CrO4/K2CrO4

96 h CL50

43

Joshi and Patil 1991

K2CrO4

96 h CL50

81

Na2Cr2O7

96 h CL50

85

Duttaphrynus melanostictus

K2Cr2O7

96 h CL50

49,3

Khangarot and Ray 1987

Rana hexadactyla

K2Cr2O7

96 h CL50

100

Khangarot et al. 1985

Une grande variété d’organismes (poissons d’eaux douce et marine, invertébrés, algues, plantes, amphibiens), à différents stades de la vie (juvéniles, adultes, larves, alevins, têtards, œufs, etc.) ont fait l’objet de tests de toxicité court terme avec du chrome (VI).

La majorité des essais ont été conduits avec du bichromate de potassium, toxique de référence pour de nombreux organismes.

L’interprétation des conditions d’essai dont les résultats sont présentés dans le tableau ci-dessus a permis de montrer que la toxicité aiguë du chrome (VI) est fonction d'un certain nombre de facteurs, tels que le pH, la dureté de l'eau, la salinité et de la température. En général, il a pu être observé une augmentation de la toxicité aiguë du chrome (VI) avec une diminution du pH (de 8,0 à 6,0), une augmentation de la température (de 15 à 25 °C) et une diminution de la dureté de l'eau ( <100 mg.L-1 de CaCO3) ou de la salinité (<2%).

Au vu des données ci-dessus, il ne semble pas y avoir de différence de sensibilité des organismes selon l’espèce de chrome (VI) testée. En revanche, les invertébrés et plus particulièrement les cladocères (C. dubia et Daphnia magna) apparaissent comme les organismes les plus sensibles en aigu, les poissons étant les moins sensibles. Les organismes marins semblent également davantage sensibles, les tests conduits à faible salinité (<2%) montrant une toxicité équivalente à ceux conduits en eau douce.

Paramètre d'écotoxicité chronique

L’ensemble des études de toxicité chronique sur organismes aquatiques présentées ci-dessous provient de la dernière version du rapport européen d’évaluation des risques sur les chromates (CE 2005). Ces études ayant déjà fait l’objet d’une évaluation par les experts Européens, elles ne sont pas été réévaluées dans le présent document. En outre, une recherche bibliographique des travaux ultérieurs à l’évaluation européenne a été menée pour considérer les données d’écotoxicité chronique ayant un impact sur le calcul de la PNEC. Ainsi, quelques données complémentaires ont pu être identifiées. Ces dernières ont donc été intégrées au tableau ci-dessous (indiquées en gras) et ont été validées sur la base des critères considérés par les experts Européens dans le rapport d’évaluation des risques.

Abréviations utilisées pour les paramètres de toxicité:

m: mortalité

c: croissance

s: survie

rend: rendement

r: reproduction

b: biomasse

d: développement

Chrome (VI)

Espèce

Substance testée

Paramètre d’écotoxicité

Valeur (mg Cr.L-1)

Référence

Algues

Selenastrum capricornutum

K2Cr2O7

72 h CE10(c)

0,01

Christensen et al. 1983 et Christensen and Nyholm 1984

K2Cr2O7

72 h CI10 (c)

0,11

Nyholm 1991

Chlorella pyrenoidosa

Na2CrO4

96 h NOEC (b)

0,1

Meisch and Schmitt-Beckmann 1979

Chlorella sp

Na2CrO4

96 h NOEC (b)

0,1

Meisch and Schmitt-Beckmann 1979

Scenedesmus pannonicus

K2Cr2O7

96 h NOEC

0,11

Slooff and Canton 1983

Microcystis aeruginosa

K2Cr2O7

96 h NOEC (c)

0,35

Slooff and Canton 1983

Scenedesmus subspicatus

K2Cr2O7

Na2CrO4

72 h CE10 (c)

72 h CE10 (b)

0,64

0,032

Kühn and Pattard 1990

Macrophytes

Macroalgues marines*

K2CrO4

7-j NOEC (c)

0,052

Baumann et al. 2009

Spirodela polyrhiza

Na2CrO4

8 j NOEC (c)

0,1

Staves and Knaus 1985

Lemna gibba

Na2CrO4

8 j NOEC (c)

0,1

Staves and Knaus 1985

K2Cr2O7

14 j NOEC (c)

0,1

Sobrero et al. 2004

Lemna minor

K2Cr2O7

7 j NOEC (c)

0,11

Slooff and Canton 1983

K2Cr2O7

14 j NOEC (c)

0,1

Sobrero et al. 2004

Spirodela punctata

Na2CrO4

8 j NOEC (c)

0,5

Staves and Knaus 1985

Crustacés

Ceriodaphnia dubia

K2Cr2O7

7-j NOEC (r)

7-j NOEC (s)

0,0047

0,0084

DeGraeve et al. 1992

CrO3

7-j NOEC (s / r)

0,015

Baral et al. 2006

Daphnia magna

Na2Cr2O7

14-j NOEC (r)

0,0005

Elnabarawy et al. 1986

K2Cr2O7

21-j NOEC (m / r)

0,018

Kühn et al. 1989

14-j NOEC (r)

0,025

Hickey 1989

21-j NOEC (m / r)

0,035

Slooff and Canton 1983

21-j NOEC (c)

21-j NOEC (s)

21-j NOEC (rend)

0,06

0,20

0,35

Van Leeuwen et al. 1987

Daphnia carinata

K2Cr2O7

14-day NOEC (r)

0,05

Hickey 1989

Cnidaires

Hydra littoralis

K2Cr2O7

11-j NOEC (rend)

0,035

Dannenberg 1984

Hydra oligactis

K2Cr2O7

21-j NOEC (c)

1,1

Slooff and Canton 1983

Insecte

Culex pipiens

K2Cr2O7

25-j NOEC (s / d)

1,1

Slooff and Canton 1983

Mollusque

Lymnaea stagnalis

K2Cr2O7

40-j NOEC (r)

7-j NOEC (taux éclosion)

40-j NOEC (m)

0,11

0,35

3,5

Slooff and Canton 1983

Poissons

Salvelinus fontinalis

Na2Cr2O7

8-m NOEC (c)

8-m NOEC (m)

0,01

0,2

Benoit 1976

Pimephales promelas

Na2Cr2O7

30-j NOEC (c)

30-j NOEC (m)

0,05

> 3,06

Broderius et Smith, 1979

K2Cr2O7

7-j NOEC (c)

7-j NOEC (s)

1,1

4,2

DeGraeve et al. 1991

K2Cr2O7

4/12-j NOEC (s)

4/12-j NOEC (c)

NOEC (r)

60-j NOEC (s)

60-j NOEC (c)

1

3,95

>3,95

1

1

Pickering 1980

Oncorhynchus mykiss

Na2Cr2O7

60-j NOEC (c)

60-j NOEC (s)

0,051

0,384

Sauter et al. 1976

Na2Cr2O7

8-m NOEC (c)

8-m NOEC (m)

0,1

0,2

Benoit 1976

Oncorhynchus tshawytscha

Na2Cr2O7

105-j NOEC (c)

0,054

Farag et al. 2006

Salvelinus namaycush

Na2Cr2O7

60-j NOEC (c)

60-j NOEC (s)

0,105

0,82

Sauter et al. 1976

Ictalurus punctatus

Na2Cr2O7

30-j NOEC (c)

30-60-j NOEC (c)

0,15

0,305

Sauter et al. 1976

Catostomus commersoni

Na2Cr2O7

30-j NOEC (c)

60-j NOEC (c)

0,923

0,29

Sauter et al. 1976

Poecilia reticulata

K2Cr2O7

28-j NOEC (m / c)

3,5

Slooff and Canton 1983

Oryzias latipes

K2Cr2O7

40-j NOEC (m)

40-j NOEC (c)

3,5

35

Slooff and Canton 1983

Autres

Xenopus laevis

K2Cr2O7

100-j NOEC (m)

100-j NOEC (c)

100-j NOEC (d)

0,35

1,1

1,1

Slooff and Canton 1983

Les études d’écotoxicité long terme sont disponibles sur différentes espèces avec des paramètres d’effets étudiés variés.

La plupart des données ont été générées avec du bichromate de potassium (toxique de référence) ou du bichromate de sodium. L’interprétation des conditions d’essai dont les résultats sont présentés dans le tableau ci-dessus, ne montre pas de différence notable de toxicité selon le type de chromate testé ou les propriétés physico-chimiques du milieu. Certaines études indiqueraient que la toxicité du Cr (VI) est plus élevée en eau de faible dureté, mais aucune étude comparative sur la même espèce dans des milieux de dureté différente n’a été menée.

Comme cela a pu être mis en évidence en toxicité aiguë, les invertébrés apparaissent comme légèrement plus sensibles au chrome (VI).

En vue d’évaluer la PNEC du chrome (VI), des moyennes géométriques ont été déterminées lorsque plusieurs valeurs d’un même paramètre de toxicité (NOEC / EC10 …) étaient disponibles pour une même espèce (valeur indiquée par une * dans le tableau ci-dessous). La donnée portant sur l’effet le plus sensible (reproduction, croissance, …) a été considéré lorsque plusieurs données étaient disponibles.

Le tableau ci-dessous présente les données d’écotoxicité chronique utilisées pour déterminer la distribution de sensibilité des espèces (SSD) permettant d’évaluer la PNEC. En gras figurent les nouvelles données non prises en compte dans l’évaluation des risques européenne (CE, 2005) car issues de travaux ultérieurs.

Espèce

NOEC

(mg Cr.L-1)

Cyanobactérie

Microcystis aeruginosa

0,35

Algues

Chlorella pyrenoidosa

0,1*

Chlorella sp

0,1*

Scenedesmus pannonicus

0,11

Selenastrum capricornutum

0,033*

Macrophytes

Macroalgues marines

0,052**

Lemna gibba

0,1

Lemna minor

0,1*

Spirodela polyrhiza

0,1

Spirodela punctata

0,5

Crustacés

Ceriodaphnia dubia

0,0047

Daphnia carinata

0,05

Daphnia magna

0,019*

Cnidaires

Hydra littoralis

0,035

Hydra oligactis

1,1

Insecte

Culex pipiens

1,1

Mollusque

Lymnaea stagnalis

0,11

Poissons

Catostomus commersoni

0,29

Esox lucius

0,538

Ictalurus punctatus

0,15

Oncorhynchus mykiss

0,07*

Oncorhynchus tshawytscha

0,054

Oryzias latipes

3,5

Pimephales promelas

0,68*

Poecilia reticulata

3,5

Salvelinus fontinalis

0,01

Salvelinus namaycush

0,105

Amphibien

Xenopus laevis

0,35

* Test conduit avec du chromate de sodium. Les autres tests étant conduits avec dichromate de potassium

** NOEC valable pour ce groupe taxonomique, établie sur la base de données pour 7 espèces de macroalgues marines.

Organismes benthiques

Besser et al. 2004 ont étudié l’impact des caratéristiques du sédiment et de l’eau sur la toxicité du Cr (III) et du Cr (VI) vis-à-vis de l’amphipode Hyalella azteca. Les résultats de cette étude de 28 – 42 jours ne permettent néanmoins pas de déterminer un paramètre de toxicité pertinent pour l’évaluation de la PNEC.

Quelques études conduites sur des organismes de la colonne d’eau en présence de sédiments contaminés sont reportées. Ainsi, une étude menée sur le crustacé Daphnia magna a permis de déterminer une CE50 48h de 195 mg Cr (III).kg-1 (poids sec) et 167 mg Cr (VI).kg-1 (poids sec) (Dave 1992).

Ecotoxicité terrestre

Les études d’écotoxicité sur organismes terrestres permettant de déterminer un paramètre de toxicité (CE50, NOEC,…) sont présentées dans le tableau ci-dessous. Ces données ont été considérées dans l’évaluation des risques européenne sur les chromates (CE 2005) en vue de calculer la PNECsol.

Chrome (VI)

Espèce

Substance testée

Paramètre d’écotoxicité

Valeur (mg Cr VI/kg poids sec)

Référence

Plantes

Lactuca sativa

K2Cr2O7

14-j CE50

0,16 / 1,8 / > 111

Adema and Henzen 1989

Lycopersicum esculentum

K2Cr2O7

14-j CE50

0,29 / 6,8 / 211

Avena sativa

K2Cr2O7

14-j CE50

1.4 / 7.4 / 311

15 espèces différentes2

K2Cr2O7

CE50

NOEC

(durée non communiquée)

3,53 – 35,3

0,35 – 3,53

Pestemer et al. 1987

Brassica rapa

K2Cr2O7

10-j CE50

8,25

Guenther and Pestemer 1990

Avena sativa

K2Cr2O7

14-j CE50

30

Lepidum sativum

K2Cr2O7

3-j CE50

30

Phaseolus vulgaris

Na2Cr2O7

56-j LOEC

452

Miller et al. 1980

Zea mays

Na2Cr2O7

56-j NOEC

452

Miller et al. 1980

Vers de terre

Pheretima posthuma

K2Cr2O7

5-j CL100

6-56-j CL100

27-78-j CL100

27-85-j CL100

27-109-j CL100

56-116-j CL100

100

80

60

40

20

10

Soni and Abbasi 1981

Enchytraeus albidus

K2Cr2O7

28-j CL50

146

Roembke 1989; Roembke and Knacker 1989

Eisenia fetida

K2Cr2O7

14-j CE50

792

Roembke 1989

Processus du sol

Ammonification / nitrification

Na2CrO4

4-sem LOEC

3,2

Ueda et al. 1988

1 Résultats d’un test OCDE 208 conduit sur différents substrats, respectivement : solution nutritive / sol limoneux / sable humique

2 Test OCDE conduit sur 15 espèces différentes: Sinapis alba L., Brassica napus L. ssp. napus, Brassica rapa ssp rapa, Brassica chinensis, Raphanus sativus L., Vicia sativa L., Phaseolus aureus Roxb. (vigna radiata L.), Trifolium pratense L., Trigonella meliotus-coerulea L., Lolium perenne L., Avena sativa L., Triticum aestivum L., Sorghum vulgare Pers., Lepidium sativum L. and Lactuca sativa L.)

La majorité des études ayant été conduite avec du bichromate de potassium, les données présentées ci-dessus se rapportent au chrome (VI). Or, il est probable que dans les sols testés, le chrome (VI) se soit rapidement transformé en chrome (III). Ce phénomène a pu être observé au cours de tests conduits sur micro-organismes exposés à des sols contaminés en chrome (VI).

Quelques données sur micro-organismes sont disponibles et présentées dans CE (2005) mais celles-ci ne permettent pas de conclure sur un paramètre de toxicité. Néanmoins, elles indiquent que les micro-organismes du sol ne sont pas à considérer comme les plus sensibles. Au vu de l’ensemble des données disponibles, ce sont effectivement les plantes qui apparaissent comme les plus sensibles.

Valeurs de danger

Synthèse

Valeurs écotoxicologiques

Introduction

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

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

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

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

Valeurs guides

Description

 Compartiment aquatique

PNEC Existantes

Substance chimique (n°CAS)

Pays

Compartiment

Valeur de PNEC

Unité

Source (Année)

7440-47-3

Canada

Eau Douce

Eau Marine

EQG = 1 (Cr (VI))

EQG = 8,9 (Cr (III))

EQG = 1,5 (Cr (VI))

EQG = 56 (Cr (III))

µg.L-1

µg.L-1

µg.L-1

µg.L-1

CCREM 1999[1]

Suisse

Aquatique

QZ = 2 (total dissous Cr (III) + Cr (VI))

µg.L-1

Behra et al. 1994

Danemark

Sols

SQC = 50 (Cr (III))

SQC = 2 (Cr (VI))

mg.kg-1sol sec

Scott-Fordsmand and Pedersen 1995

Union Européenne (UE)

Eau Douce

PNEC = 4,7 (Cr (III))

PNEC = 3,4 (Cr (VI))

µg.L-1

µg.L-1

CE, 2005

Sol

PNEC = 3,2 (Cr (III))

PNEC = 0,035 (Cr (VI))

mg.kg-1sol sec

mg.kg-1sol sec

Grande-Bretagne

Eau Douce

Eau Marine

EQS = 2 – 20 (total dissous)

EQS = 15 (total dissous)

µg.L-1

µg.L-1

Matthiessen 1993

Japon

Aquatique

EQS = 50 (Cr (VI))

µg.L-1

Environment Agency 1993

Pays-Bas

Aquatique

MPC = 8,7 (dissous)

MPC = 84 (total)

µg.L-1

µg.L-1

VROM 1999

Sol

MPC = 100

mg.kg-1sol sec

Suède

Eau douce

Class 2 = 0,4 - 2,0

µg.L-1

Bingman 1991

Etats-Unis

Eau douce

CCC = 74 (Cr (III))

CCC = 11 (Cr (VI))

µg.L-1

US EPA 1985

 

[1] CCREM : Canadian Council of Resource and Environment Ministers

PNEC retenues par l’INERIS

Substances chimiques

Compartiment

Facteur d’extrapolation

Valeur de PNEC

Unité

Source (Année)

Chrome VI

PNECEAU-DOUCE

3 (SSD)

3,4

µg.L-1

Chrome III

PNECEAU-DOUCE

10

4,7

µg.L-1

Chrome VI :

Étant donné qu’un nombre important de NOECs long terme existe pour de nombreuses espèces aquatiques appartenant à différents niveaux trophiques, la PNEC peut être évaluée par la méthode statistique.

Les valeurs suivantes ont été obtenues avec les résultats d’essais présentés au paragraphe 4.2.1, et d'après Aldenberg et Jaworska (2000) :

HC5 = 10,12 µg.L-1 (IC_95 %= [3,96 ; 20,0])

Cette valeur est très proche de celle déterminée dans le rapport d’évaluation des risques européen, soit 10,2 µg.L-1 qui n’intègre pas les données de tests plus récents considérées ici.

Chrome 6 SSD Long terme Organismes aquatique

Compartiment sédimentaire

PNEC retenues par l’INERIS :

Substances chimiques

Facteur d’extrapolation

Valeur de PNEC

Unité

Source (Année)

Cr (VI)

Milieu Acide

Milieu Neutre/Alcalin

Méthode équilibre de partage

1,5

0,15

mg.kg-1 poids humide

mg.kg-1 poids humide

Cr (III)

Milieu Acide

Milieu Neutre/Alcalin

Méthode équilibre de partage

30,7

307

mg.kg-1 poids humide

mg.kg-1 poids humide

En l’absence de données suffisantes sur organismes benthiques, la méthode de l'équilibre de partage est donc considérée pour l’évaluation de la PNECsed. Comme indiqué dans le tableau des propriétés physico-chimiques, au paragraphe 2.1, les coefficients de partage du chrome (VI) et du chrome (III) sont fonction du pH du milieu, avec une différence d’un facteur d’au moins 10. Il convient donc de distinguer la nature du milieu (acide vs neutre/alcalin) pour le calcul de la PNECsed. Ainsi, deux PNECsed seront déterminées pour le chrome (VI) et le chrome (III).

Chrome VI :

PNECsed = (Kmes-eau/RHOmes) x (PNECeau) x 1000

En milieu acide :

PNECsed_acide = 1,5 mg.kg-1 poids humide = 6,8 mg.kg-1 poids sec

En milieu neutre/alcalin :

PNECsed_neutre/alcalin = 0,15 mg.kg-1 poids humide = 0,7 mg.kg-1 poids sec

Le détail des paramètres ayant servi aux calculs est fourni ci-après :

PNECsed = (Kmes-eau/RHOmes) x (PNECeau) x 1000

RHOmes = Densité des matières en suspension (humide) (valeur par défaut : 1150 kg.m-3)

Kmes-eau : Coefficient de partage entre les MES et l’eau (500 m3.m-3 en milieu acide et 50 m3.m-3  en milieu neutre/alcalin)

            =Feaumes + (Fsolidmes x Kpmes / 1000) x RHOsolid

Feaumes : Fraction d’eau dans le sol (défaut : 0,9 m3.m-3)

Fsolidmes : Fraction solide dans les MES (défaut : 0,1 m3.m-3)

Kpmes : Coefficient de partage eau-MES (2000 en milieu acide et 200 m3.m-3  en milieu neutre/alcalin)

RHOsolid : densité de la phase solide (défaut 2500 kg.m-3)

Remarque :

Une telle approche doit être considérée avec prudence pour le chrome (VI) du fait de sa nature. En effet, le chrome (VI) est susceptible d'être réduit en chrome (III) dans les sédiments, ce dernier étant ensuite bien moins biodisponible car de plus faible solubilité.

Le nombre de données est relativement important (28 espèces aquatiques d'eau douce) avec beaucoup de taxons représentés. Seuls les crustacés benthiques ne sont pas présents et il n’existe qu’un résultat vis à vis des insectes et des mollusques. Ainsi, au vu de ce jeu de données, le facteur d’extrapolation retenu par les experts européens pour calculer la PNECEAU du chrome (VI) est de 3. D’où :

PNECEAU (Cr VI) = 10,12 / 3 = 3,4 µg.L-1

Cette valeur est celle retenue pour le chrome (VI) dans l’évaluation des risques européenne (CE 2005).

Compartiment terrestre

PNEC retenues par l’INERIS :

Substances chimiques

Compartiment

Facteur d’extrapolation

Valeur de PNEC

Unité

Source (Année)

Chrome VI

PNECSOL

10

0,035

0,031

mg.kg-1 sol sec

mg.kg-1 sol humide

Chrome III

PNECSOL

10

3,2

2,8

mg.kg-1 sol sec

mg.kg-1 sol humide

Chrome VI 

De nombreuses données sont disponibles pour ce compartiment, couvrant 3 niveaux trophiques (plantes, vers de terre, micro-organismes / processus enzymatiques du sol). Bien qu'il n'existe pas de réelle NOEC pour les invertébrés, les données disponibles montrent qu'ils ne sont pas plus sensibles que les autres espèces. La plus faible NOEC observée est de 0,35 mg.kg-1 sol sec pour les plantes. Un facteur d'extrapolation de 10 peut en conséquence être utilisé pour calculer la PNEC. D’où :

PNECSOL (Cr (VI))= 0,035 mg.kg-1 sol sec = 0,031 mg.kg-1 sol humide

Prédateurs

PNEC retenues par l'INERIS

Substances chimiques (n°CAS)

Compartiment

Facteur d’extrapolation

Valeur de PNEC

Unité

Source (Année)

Chrome VI

PNECPREDATEUR

10

17

mg.kg-1 nourriture

Chrome III

PNECPREDATEUR

-

-

-

Chrome VI 

Lors d’une étude expérimentale réalisée chez la souris, les animaux ont été exposés au Cr (VI) (K2CrO4) à des doses de 0 à 25 mg.L-1 pendant 1 an dans l’eau de boisson. Une NOAEL de 20 mg.kg-1.j-1 a été définie pour le Cr (VI). Les guides techniques européens proposent des facteurs de conversion en fonction des espèces afin de se rapporter à une concentration dans la nourriture. Le rapport poids corporel sur le taux de prise de nourriture journalière proposé est de 8,3. D'où une NOEC = 166 mg.kg-1 de nourriture.

Une PNEC pour l’empoisonnement secondaire (PNECPREDATEUR) peut être estimée avec un facteur d’extrapolation de 10 sur la NOEC estimée.

D’où :

PNECPREDATEUR CrVI= 17 mg.kg-1 de nourriture

Synthèse

PNEC CR (VI)  
Milieu aquatique 3,4 µg.L-1  
Compartiment sédimentaire acide 6,8 mg.kg-1 poids sec  
Compartiment sédimentaire neutre/alcalin 0,7 mg.kg-1 poids sec  
Compartiment terrestre 0,035 mg.kg-1 sol sec  
Prédateurs 17 mg.kg-1 de nourriture  

Valeurs réglementaires

Documents

PDF
18540-29-9 -- Chromium (VI) -- Choix VTR
Publié le 30/01/2018
PDF
18540-29-9 -- Chromium (VI) -- FDTE
Publié le 16/02/2005