Identification

Numero CAS

18691-97-9

Nom scientifique (FR)

Méthabenzthiazuron

Nom scientifique (EN)

1-(1,3-benzothiazol-2-yl)-1,3-dimethylurea

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

Methabenzthiazuron ; 1-(1,3-benzothiazol-2-yl)-1,3-dimethylmočovina ; 1-(1,3-Benzothiazol-2-yl)1,3-dimethylharnstoff ; 1-(1,3-benztiazol-2-il)-1,3-dimetilkarbamidas ; metabenztiazuron ; metabenztiazuron

Code EC

Code SANDRE

Numéro CIPAC

Formule chimique brute

\(\ce{ C10H11N3OS }\)

Code InChlKey

RRVIAQKBTUQODI-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

CNC(=O)N(C)c2nc1ccccc1s2

Classement transport

Classification CLP

Type de classification

Harmonisée

ATP insertion

CLP00

Description de la classification

Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP

Mentions de danger
Mention du danger - Code H400
Mention du danger - Texte Très toxique pour les organismes aquatiques
Classe(s) de dangers Danger pour le milieu aquatique
Libellé UE du danger -
Mention du danger - Code H410
Mention du danger - Texte Très toxique pour les organismes aquatiques, entraîne des effets à long terme
Classe(s) de dangers Danger pour le milieu aquatique
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Méthodes analytiques

Introduction

Air

Eau

Sol

Autres milieux

Programmes

Généralités

Poids moléculaire

221.29 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 60 mg.L-1
20°C
INERIS (2011) p.18
Pression de vapeur 5.9e-06 Pa
25°C
INERIS (2011) p.18
Constante de Henry 0.0051 Pa.m3.mol-1
25°C
INERIS (2011) p.18
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 2.64 -
20°C
INERIS (2011) p.18
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 2.64 - Expérimentation FOOTPRINT
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Matrices

Atmosphère

Milieu eau douce

VGE/NQE Importer

Volatilisation :

D'après la valeur de la constante de Henry, le méthabenzthiazuron n'est pas volatil.

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

VGE/NQE Importer

Adsorption :

Avec une valeur de Koc de 527 L.kg-1, le méthabenzthiazuron a une mobilité modérée dans le sol. (FOOTPRINT, 2011)

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 527 L.kg-1 INERIS (2011) p.18
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 527 L.kg-1 Expérimentation FOOTPRINT
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Persistance

Biodégradabilité

VGE/NQE Importer

Biodégradabilité :

Pas d'information disponible.

Dégradabilité abiotique

VGE/NQE Importer

Hydrolyse :

Le temps de demi-vie pour la dégradation par hydrolyse du méthabenzthiazuron a été estimé à 365 jours dans les conditions environnementales (20°C et pH 7) (FOOTPRINT, 2011)

Photolyse :

La dégradation du méthabenzthiazuron par photolyse directe est lente (DT50 > 1 an). La présence de substances humiques accélère la photodégradation de la substance. (IUCLID, 2000)

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrolyse 365 j
20°C, pH = 7
INERIS (2011) p.18
Photolyse >365 j INERIS (2011) p.18
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Atmosphère

Milieu eau douce

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Conclusion sur la persistance

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

Organismes terrestres

Organismes sédimentaires

Conclusion sur la bioaccumulation

VGE/NQE Importer

Bioaccumulation/ Biomagnification :

La valeur du log Kow (2.64) du méthabenzthiazuron indique que cette substance n'est pas susceptible de se bioaccumuler chez les organismes aquatiques.

Un BCF de 75 calculé est cité.
A partir du log Kow = 2.64, un BCF de 25.6 a été calculé à l'aide du logiciel Episuite 4.10.

Un BCF de 75 est utilisé dans la détermination des normes de qualité ce qui correspond à un BMF1 de 1 auquel s'ajoute pour les organismes marins un BMF2 de 1. (FOOTPRINT, 2011 US-EPA, 2011)

Introduction

Toxicocinétique

Equivalents biosurveillance

Toxicité aiguë

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Effets cancérigènes

Effets génotoxiques

Effets sur la reproduction

Effets sur le développement

Autres Effets

Valeurs accidentelles

Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises

Autres seuils accidentels

Valeurs réglementaires

Valeurs guides

Valeurs de référence

Introduction

VGE/NQE Importer

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

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

Toutes les données présentées ont été validées.

Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.

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

(1) Cette VTR a été déterminée par l'Australie ; cependant, l'INERIS précise que cette valeur de VTR a une confiance limitée car elle n'est pas issue de bases de données reconnues.

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

Autres valeurs des organismes reconnus

Introduction

VGE/NQE Importer

Evaluations existantes :

-

Effets endocriniens :

La substance n'est pas citée dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens (E.C., 2004, E.C., 2007) et dans le rapport d'étude de la DG ENV sur la mise à jour de la liste prioritaire des perturbateurs endocriniens à faible tonnage (Petersen et al., 2007).

Critères PBT / POP :

La substance ne remplit pas les critères PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou POP2

(PNUE, 2001).

Normes de qualité existantes :

  • U.E. : 0.1 µg.L-1 pour l'eau destinée à la production d'eau potable (pesticides) (C.E., 1998)
  • Allemagne (ETOX, 20113) :
    • norme de qualité pour la protection des organismes aquatiques d'eau douce : 2 µg.L-1
    • norme de qualité pour l'eau destinée à la consommation d'eau potable : 0.1 µg.L-1
    • norme de qualité pour le captage des eaux de surfaces destinées à la consommation d'eau potable : 0.1 µg/
    • norme de qualité pour le captage des eaux de surfaces destinées à la consommation d'eau potable : 2 µg.L-1 (moyenne annuelle). ().
  • Pays-Bas (ETOX, 20113) :
    • norme de qualité pour le captage des eaux de surfaces destinées à la consommation d'eau potable : 1.8 µg.L-1 (Concentration Maximale Acceptable)
    • norme de qualité pour le captage des eaux de surfaces destinées à la consommation d'eau potable : 0.018 µg.L-1 (valeur cible)

Substance(s) associée(s) :

-

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

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

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

Dangers

Description

VGE/NQE Importer

Les résultats d'écotoxicité sont principalement exprimés sous forme de NOEC (No Observed Effect Concentration), concentration sans effet observé, d'EC10 concentration produisant 10% d'effets et équivalente à la NOEC, ou de EC50, concentration produisant 50% d'effets. Les NOEC sont principalement rattachées à des tests chroniques, qui mesurent l'apparition d'effets sub-létaux à long terme, alors que les EC50 sont plutôt utilisées pour caractériser les effets à court terme.

Le tableau ci-dessous répertorie les données d'écotoxicité aiguë jugées pertinentes pour notre étude.

conformément au guide technique (E.C., 2010), en appliquant un facteur d'extrapolation de 10000 sur la plus faible donnée retrouvée en aigu :

AA-QSmarine_eco = 0.033 / 10000 = 0.0000033 mg.l-1, soit

Concentration Maximum Acceptable (MAC et MACmarine)

La concentration maximale acceptable est calculée afin de protéger les organismes de la colonne d'eau de possibles effets de pics de concentrations de courtes durées (E.C., 2010).

On dispose de données aiguës pour 3 niveaux trophiques, la plus faible étant celle sur Scenedesmus quadricauda, avec une EC50 (96h) à 0.033 mg.L-1. Un facteur d'extrapolation de 100 devrait s'appliquer pour calculer la MAC. Cependant, le mode d'action du méthabenzthiazuron est connu (herbicide). Selon le projet guide technique européen (E.C., 2010), un facteur d'extrapolation de 10 peut alors être appliqué pour calculer la MAC :

Pour les mêmes raisons que pour l'eau douce, un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MACmarine_eco pour le milieu marin conformément au guide technique européen de dérivation des NQE (E.C., 2010) :

Valeurs de danger

Synthèse

Biote

VGE/NQE Importer

Ce chapitre traite de la toxicité chronique induite par la substance sur les prédateurs via la consommation d'organismes aquatiques contaminés (appelés biota, i.e. poissons ou invertébrés vivant dans la colonne d'eau ou dans les sédiments). Il s'agit donc d'évaluer la toxicité chronique de la substance par la voie d'exposition orale uniquement.

Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque type de test que les résultats permettant d'obtenir les NOEC ou la valeur toxicologique de référence (VTR) les plus protectrices. N'ont été recherchés que des tests sur mammifères ou oiseaux exposés par voie orale (exposition par l'alimentation ou par gavage). Toutes les données présentées ont été validées.

Les résultats de toxicité sont principalement donnés sous forme de doses journalières : NOAEL (No Observed Adverse Effect Level), ou LOAEL (Lowest Observed Adverse Effect Level). NOAEL et LOAEL sont exprimées en termes de quantité de substance administrée par unité de masse corporelle de l'animal testé, et par jour.

Pour calculer la norme de qualité liée à l'empoisonnement secondaire des prédateurs, il est nécessaire de connaître la concentration de substance dans le biote n'induisant pas d'effets observés pour les prédateurs (exprimée sous forme de NOEC). Il est possible de déduire une NOEC à partir d'une NOAEL grâce à des facteurs de conversion empiriques variables selon les espèces testées. Les facteurs utilisés ici sont ceux recommandés par le projet de guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2010). Les valeurs de ces facteurs de conversion dépendent de la masse corporelle des animaux et de leur consommation journalière de nourriture.

Celles-ci peuvent donc varier d'une façon importante selon le niveau d'activité et le métabolisme de l'animal, la valeur nutritive de sa nourriture, etc. En particulier elles peuvent être très différentes entre un animal élevé en laboratoire et un animal sauvage.

Afin de couvrir ces sources de variabilité, mais aussi pour tenir compte des autres sources de variabilité ou d'incertitude (variabilité inter et intra-espèces, extrapolation du court terme au long terme, etc.) des facteurs d'extrapolation sont nécessaires pour le calcul de la QSbiota sec pois. Les valeurs recommandées pour ces facteurs d'extrapolation sont données dans le guide technique européen (E.C., 2010). Un facteur d'extrapolation supplémentaire (AFdose-réponse) est utilisé dans le cas où la toxicité a été établie à partir d'une LOAEL plutôt que d'une NOAEL.

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

*Cette donnée a une validité limitée car elle n'est pas issue de bases de données reconnues et des informations plus complètes sur cette étude n'ont pas pu être trouvées.

Valeurs écotoxicologiques

Introduction

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

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

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

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

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

Valeurs guides

Description

VGE/NQE Importer

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

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

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

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

Ce modèle suppose que :

  • il existe un équilibre entre la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires et la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle du sédiment,
  • la fraction de substances adsorbées sur les particules sédimentaires n'est pas biodisponible pour les organismes et que seule la fraction de substances dissoutes dans l'eau interstitielle est susceptible d'impacter les organismes,
  • la sensibilité intrinsèque des organismes benthiques aux toxiques est équivalente à celle des organismes vivant dans la colonne d'eau. Ainsi, la norme de qualité pour la colonne d'eau peut être utilisée pour définir la concentration à ne pas dépasser dans l'eau interstitielle.

Une valeur guide de qualité pour le sédiment peut être alors calculée selon l'équation suivante (E.C., 2010) :

RHOsed : masse volumique du sédiment en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le guide technique européen (E.C., 2010) est utilisée : 1300 kg.m-3 .

Ksed-eau : coefficient de partage sédiment/eau en m3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par le guide technique européen (E.C., 2010) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0.8 + 0.025 * Koc soit Ksed-eau = 13.975 m3/m3

Ainsi, on obtient :

La concentration correspondante en poids sec peut être estimée en tenant compte du facteur de conversion suivant :

Fsolidesed : fraction volumique en solide dans les sédiments en [m3solide/m3susp]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le guide technique européen (E.C., 2010) est utilisée : 0.2 m3/m3 .

RHOsolide : masse volumique de la partie sèche en [kgsolide/m3solide]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par le guide technique européen (E.C., 2010) est utilisée : 2500 kg.m-3 .

Pour le méthabenzthiazuron, la concentration correspondante en poids sec est :

Selon la même approche que pour le sédiment d'eau douce, une valeur guide de qualité pour le sédiment marin peut être calculée selon la formule suivante:

QSsed-marin wet weight = (13.975 / 1300) * 0.0033 * 1000 = 0.035 µg/kg (poids humide)

La concentration correspondante en poids sec est alors la suivante:

QSsed-marin dry_weight = 0.035 * 2.6 = 0.092 µg.kg-1sed poids sec

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

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

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

La norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire (QSbiota sec pois) est calculée conformément aux recommandations du projet guide technique européen pour la détermination des normes de qualité environnementale (E.C., 2010). Elle est obtenue en divisant la plus faible valeur de NOEC valide par les facteurs d'extrapolation recommandés (E.C., 2010)

Pour le méthabenzthiazuron, un facteur de 30 est appliqué car le test retenu (NOAEL à 7.5 mg/kg.j-1 sur le rat, soit une NOEC de 150 mg.kg-1biota) est une étude sur la toxicité chronique. On obtient donc :

Cette valeur de norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire peut être ramenée :

  • à une concentration dans l'eau douce selon la formule suivante :
  • à une concentration dans l'eau marine selon la formule suivante :

Avec :
BCF : facteur de bioconcentration,
1 BMF: facteur de biomagnification,
2 BMF: facteur de biomagnification additionnel pour les organismes marins.

Ce calcul tient compte du fait que la substance présente dans l'eau du milieu peut se bioaccumuler dans le biote. Il donne la concentration à ne pas dépasser dans l'eau afin de respecter la valeur de la norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire déterminée dans le biote.

La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biote et la concentration dans l'eau) et du facteur de biomagnification (BMF, ratio entre la concentration dans l'organisme du prédateur en bout de chaîne alimentaire, et la concentration dans l'organisme de la proie au début de la chaîne alimentaire). En l'absence de valeurs mesurées pour le BMF1 et BMF2, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le guide technique européen (E.C., 2010).

Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il fait en effet l'hypothèse qu'un équilibre a été atteint entre l'eau et le biote, ce qui n'est pas véritablement réaliste dans les conditions du milieu naturel. Par ailleurs il repose sur un facteur de bioaccumulation qui peut varier de façon importante entre les espèces considérées.

Pour le méthabenzthiazuron, un BCF de 75 (FOOTPRINT, 2011) et un BMF1 = BMF2 de 1 (cf. E.C., 2010) ont été retenus. On a donc :

La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (E.C., 2010) :

Cons. Journ. Moy. [kgbiota/j]

Ce calcul tient compte de :

  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) : la VTR donnée ne tient compte en effet que d'une exposition par voie orale, et pour la consommation de produits de la pêche uniquement. Mais la contamination peut aussi se faire par la consommation d'autres sources de nourriture, par la consommation d'eau, et d'autres voies d'exposition sont possibles (inhalation ou contact cutané). Le facteur correctif de 10% (soit 0.1) permet de rendre l'objectif de qualité plus sévère d'un facteur 10 afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.
  • la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 4 µg/kgcorporel/j (cf. tableau ci-dessus),
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • Cons. Journ. Moy : une consommation journalière moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour.

Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il peut être inadapté pour couvrir les risques pour les individus plus sensibles ou plus vulnérables (masse corporelle plus faible, forte consommation de produits de la pêche, voies d'exposition individuelles particulières). Le facteur correctif de 10% n'est donné que par défaut, car la contribution des différentes voies d'exposition varie selon les propriétés de la substance (et en particulier sa distribution entre les différents compartiments de l'environnement), ainsi que selon les populations considérées (travailleurs exposés, exposition pour les consommateurs/utilisateurs, exposition via l'environnement uniquement). L'hypothèse cependant que la consommation des produits de la pêche ne représente pas plus de 10% des apports journalier contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2010).

Pour le méthabenzthiazuron, le calcul aboutit à :

Comme pour l'empoisonnement secondaire, la concentration correspondante :

  • dans l'eau douce du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance :
  • dans l'eau marine du milieu peut être estimée en tenant compte de la bioaccumulation de la substance et peut être ramenée à :

Pour le méthabenzthiazuron, on obtient donc :

En principe, lorsque des normes de qualité réglementaires dans l'eau de boisson existent, soit dans la Directive 98/83/CE (C.E., 1998), soit déterminées par l'OMS, elles peuvent être adoptées. Les valeurs réglementaires de la Directive 98/83/CE doivent être privilégiées par rapport aux valeurs de l'OMS qui ne sont que de simples recommandations.

Il faut signaler que ces normes réglementaires ne sont pas nécessairement établies sur la base de critères (éco)toxicologiques (par exemple les normes pour les pesticides avaient été établies par rapport à la limite de quantification analytique de l'époque pour ce type de substance, soit 0.1 µg.L-1). Cette norme de 0.1 µg.L-1 est applicable en particulier au méthabenzthiazuron.

A titre de comparaison, la norme de qualité pour l'eau de boisson est calculée de la façon suivante (E.C., 2010) :

Ce calcul tient compte de :

  • la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 4 µg/kgcorporel/j (Cf. tableau ci-dessus),
  • Cons.moy.eau [L.j-1] : une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.

L'eau de boisson est obtenue à partir de l'eau brute du milieu après traitement pour la rendre potable. La fraction éliminée lors du traitement dépend de la technologie utilisée ainsi que des propriétés de la substance.

En l'absence d'information, on considèrera que la fraction éliminée est nulle et le critère pour l'eau de boisson s'appliquera alors à l'eau brute du milieu. Par ailleurs, on rappellera que ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif et peut s'avérer inadéquat pour certaines substances et certaines populations.

Pour le méthabenzthiazuron, on obtient :

La valeur calculée selon le projet guide technique européen (E.C., 2010) est plus élevée que celle recommandée par l'OMS et la Directive 98/83/CE de façon générique pour les pesticides. C'est la valeur réglementaire de la Directive 98/83/CE qui est donc proposée comme norme de qualité pour l'eau de boisson.

Synthèse

VGE/NQE Importer

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

Pour le méthabenzthiazuron, la norme de qualité pour l'eau douce et celle pour l'eau marine sont les valeurs les plus faibles pour l'ensemble des approches et des compartiments considérés. La proposition de NQE pour le méthabenzthiazuron est donc la suivante :

Avec un Koc de 527 L.kg-1 et un log Kow de 2.64 la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment n'est pas recommandée selon le projet de guide européen (E.C., 2010).

Valeurs réglementaires

Introduction

Documents

PDF
18691-97-9 -- methabenzthiazuron -- NQE
Publié le 06/01/2012