Identification

Numero CAS

207-08-9

Nom scientifique (FR)

benzo[k]fluoranthène

Nom scientifique (EN)

benzo[k]fluoranthene

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

benz(k)fluorantenas ; benzo[k]fluoranteno ; benzo[k]fluorantheen ; benzo[k]fluoranthen ; Benzo[k]fluoranthen ; Dibenzo[b,jk]fluorene ; 11,12-Benzo[k]fluoranthene

Code EC

Code SANDRE

Numéro CIPAC

Formule chimique brute

\(\ce{ C20H12 }\)

Code InChlKey

HAXBIWFMXWRORI-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

c1ccc2cc3c(cc2c1)c4cccc5cccc3c45

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 H350
Mention du danger - Texte Peut provoquer le cancer (indiquer la voie d'exposition s'il est formellement prouvé qu'aucune autre voie d'exposition ne conduit au même danger)
Classe(s) de dangers Cancerogénicité
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Méthodes analytiques

Introduction

Air

Prélèvement
NF ISO 11338-1 (2005) : Émissions de sources fixes - Détermination des hydrocarbures aromatiques polycycliques sous forme gazeuse et particulaire - Partie 1 : échantillonnage
Analyse
NF EN 15980 (2011) : Qualité de l’air – Détermination du benzo(a)anthracène, benzo(b)fluoranthène, benzo(j)fluoranthène, benzo(k)fluoranthène, benzo(a)pyrène, dibenzo(a,h)anthracène et indéno(1,2,3-cd)pyrène dans les dépôts atmosphériques
XP CEN/TS 16645 (2014) : Air ambiant - Mesurage pour la mesure de benz(a)anthracène, benzo(b)fluoranthène, benzo(j)fluoranthène, benzo(k)fluoranthène, dibenz(a,h)anthracène, indéno(1,2,3-cd)pyrène et benzo(ghi)perylène
NF ISO 11338-2 (2004) : Émissions de sources fixes - Détermination des hydrocarbures aromatiques polycycliques sous forme gazeuse et particulaire - Partie 2 : préparation des échantillons, purification et détermination

Eau

Analyse
NF EN 16691 (2015) : Qualité de l'eau - Dosage des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sélectionnés dans des échantillons d'eau totale - Méthode par extraction en phase solide (SPE) avec disques SPE, avec couplage chromatographie en phase gazeuse-spectrométrie de masse (CG-SM)
NF T 90-115 (1988) : Essais des eaux - Dosage de 6 hydrocarbures aromatiques polycycliques. Méthode par chromatographie liquide haute pression (CLHP)
ISO 7981-2 (2005) : Qualité de l'eau - Détermination des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) - Partie 2 : dosage de six HAP par chromatographie de haute performance en phase liquide avec détection fluorimétrique à la suite d'une extraction liquide-liquide
NF EN ISO 17993 (2004) : Qualité de l'eau - Dosage de 15 hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans l'eau par HPLC avec détection par fluorescence après extraction liquide-liquide
NF ISO 28540 (2011) : Qualité de l'eau - Détermination de 16 hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans l'eau - Méthode par chromatographie en phase gazeuse avec détection par spectrométrie de masse (CG-SM)
US EPA Method 525 (1988) : Determination of organic compounds in drinking water by liquid-solid extraction and capillary column gas chromatography
US EPA Method 610 (1984) : Methods for organic chemical analysis of municipal and industrial waste water: Polynuclear aromatic hydrocarbons

Sol

Analyse
NF ISO 18287 (2006) : Qualité du sol - Dosage des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) - Méthode par chromatographie en phase gazeuse avec détection par spectrométrie de masse (CG-SM)
NF EN 16181 (2018) : Sols, biodéchets traités et boues - Dosage des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) par chromatographie en phase gazeuse et chromatographie liquide à haute performance
XP X33-012 (2000) : Caractérisation des boues - Dosage des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) et des polychlorobiphényles (PCB)

Autres milieux

Analyse
NF EN 15527 (2008) : Caractérisation des déchets - Dosage des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) dans les déchets par chromatographie en phase gazeuse/spectrométrie de masse (CG/SM)

Programmes

Généralités

Poids moléculaire

252.31 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 0.00055 mg.L-1
Hydrosolubilité 0.00076 mg.L-1
à 25 °C
INERIS (2005)
Hydrosolubilité 0.0122 mg.L-1
Densité 8.7 -
par rapport à l'air
INERIS (2005)
Pression de vapeur 1.3e-07 Pa
selon HSDB 2001 à 25 °C
INERIS (2005)
Pression de vapeur 1.3e-08 Pa
selon OMS IPCS 1998 à 20 °C
INERIS (2005)
Pression de vapeur 7,00E-05 Pa
selon VERSCHUEREN 2001 à 20°C
INERIS (2005)
Point d'ébullition 480 °C INERIS (2005)
Constante de Henry 0.044 Pa.m3.mol-1
à 20 °C
INERIS (2005)
Constante de Henry 0.059 Pa.m3.mol-1
valeur minimum à 25 °C
INERIS (2005)
Constante de Henry 0.08 Pa.m3.mol-1
valeur maximum à 25 °C
INERIS (2005)
Diffusivité dans l'air (Da) 0.0226 cm2.s-1
valeur minimum à une température de 25 °C
INERIS (2005)
Diffusivité dans l'air (Da) 0.044 cm2.s-1
valeur maximum à 25 °C
INERIS (2005)
Diffusivité dans l'eau (Dw) 4.7e-06 cm2.s-1
valeur minimale
INERIS (2005)
Diffusivité dans l'eau (Dw) 5.56e-06 cm2.s-1
valeur maximum à 25 °C
INERIS (2005)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 6.11 -
valeur minimale à 25 °C
INERIS (2005)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 6.57 -
moyenne de valeurs comprises entre 6.0 et 6.84
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 6.84 -
valeur maximale à 25 °C
INERIS (2005)
Coefficient de diffusion à travers le PEHD 2,00E-07 -
m2/J
INERIS (2005)
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Bibliographie

Matrices

Atmosphère

Compte tenu de ses caractéristiques physico-chimiques, il se présente dans l'atmosphère uniquement sous forme adsorbée sur la matière particulaire (HSDB, 2017).

Milieu eau douce

Il se volatilise très faiblement à partir des eaux de surface (HSDB, 2017).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage eau matière en suspension 645654 L.kg-1
calculé à partir du Koc (TGD)
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Milieu sédiment eau douce

Le B(k)F s'adsorbe facilement sur la matière en suspension et sur les sédiments (HSDB 2001).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage eau sédiment 322827 L.kg-1
calculé à partir du Koc (TGD)
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Milieu terrestre

La mobilité du B(k)F dans les sols est très modérée (HSDB, 2017). La volatilisation du B(k)F à partir de sols humides ou secs n'est pas un processus significatif (HSDB, 2001).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 6456540 L.kg-1
moyenne expérimentale
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 790000 L.kg-1
à 25 °C
INERIS (2005)
Coefficient de partage eau/sol 129131 L.kg-1
calculé à partir du Koc (TGD)
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Persistance

Dégradabilité abiotique

L'hydrolyse de ce composé est négligeable car il ne contient pas de groupements fonctionnels susceptibles d’être hydrolysés.

Milieu eau douce

Le B(k)F ne se dégrade pas facilement dans les eaux de surface : des demi-vies allant de 5 à 12 ans ont été mesurées (Howard et al., 1991). La présence de solvants organiques mobiles dans les sols peut être à l’origine de la contamination des eaux souterraines par des phénomènes de lixiviation. Dans ces eaux considérées comme anoxiques, des temps de demi-vie de 10 à 23 ans ont été estimés (Howard et al., 1991).

Milieu sédiment eau douce

Aucune information n’est disponible mais on peut supposer que la dégradation est lente.

Milieu terrestre

Le B(k)F ne se dégrade pas facilement dans les sols : des demi-vies allant de 3 à 6 ans ont été mesurées (Howard et al., 1991). Les facteurs tels que la température, le type de sol, et la présence d’autres contaminants conditionnent le taux de dégradation (Environment-Canada, 1994).

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

Organismes benthiques
Dans les sédiments, le taux d’accumulation du B(k)F dans les organismes benthiques dépend de plusieurs facteurs dont :
- les propriétés physico-chimiques de la substance,
- le temps d’exposition,
- la nature du sédiment,
- les taux d’absorption et de désorption par les organismes (varient d’un individu à un autre),
- le comportement de l’organisme durant la période d’exposition (alimentation, évitement, reproduction).
De plus, la disponibilité des HAP vis à vis des organismes benthiques détritivores est très inférieure à celle d’autres substances possédant des propriétés physico-chimiques similaires (Landrum et Faust, 1991 ; Tracey et Hansen, 1996). La séquestration des HAP dans la matière organique sédimentaire serait à l’origine de cette faible biodisponibilité (Kraaij et al., 2001 ; Van Hoof et al., 2001).
Les résultats des essais disponibles dans la littérature correspondent à une exposition des organismes benthiques à un mélange de HAP. Aucune conclusion ne peut donc être tirée sur la biodisponibilité et l’accumulation du B(k)F seul.


Microcrustacés
Le taux d’accumulation du B(k)F a été étudié chez la daphnie. Après 24 heures, l’équilibre entre les concentrations dans l’eau et les organismes est atteint. Un facteur de bioconcentration (BCF) (24 h) de 13 225 a ainsi pu être calculé (Newsted et Giesy, 1987).


Poissons
Le facteur de bioconcentration peut être estimé pour les poissons à partir du coefficient de partage eau-octanol (ECHA, 2008). Étant donné que cette méthode de calcul ne prend pas en compte les éventuels phénomènes de biotransformation, chez certaines espèces et pour certaines substances - parmi lesquelles de nombreux HAP – le facteur de bioconcentration ainsi calculé serait surestimé (supérieur à 106). Pour cette substance, aucune donnée expérimentale n’est disponible.

Organismes aquatiques
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
Bioaccumulation BCF 8750 -
poisson - valeur calculée
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Organismes terrestres

Une recherche exhaustive dans la bibliographie scientifique internationale de données suffisamment satisfaisantes ou détaillées pour permettre d’estimer des facteurs de transfert ou présenter ceux proposés, n’a pas été réalisée en date de la présente mise à jour de cette section. La Base de données sur la contamination des Plantes Potagères par les molécules Organiques Polluantes - BAPPOP 2015 (Ademe, Ineris, Université de Lorraine-INRA-GISFI, INPT-ENSAT, ISA Lille, 2015) ne comporte pas le B(k)F dans sa liste des HAP.

Bibliographie

Introduction

FDTE/VTR Importer L’ensemble des informations citées ci-dessous provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (ATSDR, 1995 ; IARC 1983 ; IARC, 1987, 2010 ; US EPA, 2001 ; US EPA (IRIS), 1990). Les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont généralement pas fait l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche. Très peu de données toxicologiques sont disponibles pour le B(k)F seul. Dans cette fiche, seule la substance B(k)F est considérée, excluant autant que possible les données relatives à la co-exposition de plusieurs HAP. La plupart des HAP disposent également d’une fiche de données toxicologiques cependant il nous est apparu nécessaire de proposer une fiche « choix de VTR » regroupant les valeurs disponibles pour chacun d’eux, ainsi que les autres éléments de comparaison entre ces différents HAP . Le B(k)F est un HAP de haut poids moléculaire (5 cycles), avec une absorption théorique majoritaire sous forme particulaire.

Toxicocinétique

Chez l'homme

Absorption

FDTE/VTR Importer Des preuves indirectes de son absorption après inhalation avec des mélanges de HAP ont été fournies par la présence de B(k)F dans les urines de sujets employés dans des raffineries (14,9 ng.L-1 n = 12),Campo et al., 2011).

Distribution

FDTE/VTR Importer Le B(k)F a notamment été détecté dans le lait, le placenta et le cordon ombilical (moyennes respectives de 8,62- 8,98 et 85,5 ng.g-1 de lipides) de femmes séjournant à Pékin depuis au moins 6 ans et non fumeuses (Yu et al., 2011). D’autres travaux mentionnent une concentration moyenne de 6,33 µg.kg-1 de B(k)F dans le lait maternel de femmes du sud de l’Italie (Santonicola et al., 2017) ou encore des concentrations placentaires de B(k)F d’environ 30 ppb (Singh et al., 2008b). Des traces de B(k)F (4 ppb en moyenne) ont également pu être dosées dans le sang d’enfants exposés à des mélanges de HAP en Inde, soit en moyenne 114 ppb de HAP non cancérogènes et 32 ppb de HAP cancérogènes (Singh et al., 2008a).

Métabolisme

FDTE/VTR Importer Le métabolisme du B(k)F n’a pas été spécifiquement étudié chez l’homme.

Élimination

FDTE/VTR Importer Des concentrations urinaires de benzo(k)fluoranthène de 14,9 - <0,5 et < 0,5 ng.L-1 ont respectivement été dosées chez des salariés travaillant dans des raffineries (n = 12), au collage de l’asphalte (n = 10) ou non professionnellement exposé (n=10) (Campo et al., 2011).

Chez l'animal

Absorption

FDTE/VTR Importer Aucune donnée n’a été identifiée chez l’animal.

Distribution

FDTE/VTR Importer Aucune donnée spécifique du B(k)F n’est disponible.

Métabolisme

FDTE/VTR Importer Plusieurs métabolites du B(k)F, les 8, 3 et 9-OH-B(k)F ont récemment été identifiés dans le plasma d’un nombre réduit d’animaux exposés 28 jours au B(k)F (0,8 mg.kg-1) uniquement (Grova et al., 2017). Deux études in vitro réalisées sur des préparations de foies de rats en présence d’activateur métabolique (fraction S9) ont montré que les métabolites majeurs du B[k)F étaient le 8,9-dihydro-8,9-dihydroxy B(k)F, le 2,3-quinone, le 3-hydroxy B(k)F, le 8-hydroxy B(k)F et le 9-hydroxy B(k)F (LaVoie et al., 1980 ; Weyand et al., 1988). La formation de ces 3 derniers métabolites (3, 8 et 9-hydroxy B(k)F) catalysée par les cytochromes P450 (CYP1A1 et CYP1B1) a également été identifiée à partir de cellules d’une lignée humaine de sein (T-47D) exposées in vitro au B(k)F (Spink et al., 2008). Ces métabolites persistent dans le milieu de culture des cellules jusqu’à 72 heures majoritairement sous forme sulfo- ou glucuro-conjuguée. L’augmentation de l’expression des ARNm des CYP1A1 et CYP1B1 sous la dépendance du récepteur d'aryl hydrocarbone (AhR) a été démontrée sur un système cellulaire in vitro en présence de e B(k)F (Misaki et al., 2016).

Élimination

FDTE/VTR Importer De récents travaux ont permis de mettre en évidence la présence de métabolites tétrahydroxylés du B(k)F au niveau du pelage et de l’urine de rats exposés par voie orale (0,8 mg.kg-1, 3 fois/semaine pendant 90 jours) à des mélanges de HAP dans lesquels était présent du B(k)F (Grova et al., 2017). D’autres métabolites mono-hydroxylés du B(k)F, ont également identifiés dans les urines de rats exposés au même mélange de HAP (Grova et al., 2017).

Autre

FDTE/VTR Importer Peu d’informations concernant le devenir du B(k)F seul sont disponibles.

Synthèse

FDTE/VTR Importer Chez l’homme
Aucune étude sur le devenir dans l’organisme du B(k)F seul n’est disponible.
Néanmoins, des travaux ont permis d’identifier la présence de B(k)F dans les organismes d’individus exposés à des mélanges de polluants contenant du B(k)F.
L’exposition de sujets à des mélanges de HAP par inhalation a fourni des preuves indirectes de son absorption. Le B(k)F est mesuré notamment au niveau du placenta, du lait maternel, cordon ombilical, du sang, ainsi que dans les urines de sujets exposés à des mélanges de HAP.
Chez l’animal
Le B(k)F est métabolisé dans le foie par des monooxygénases à cytochrome P450. Plusieurs des métabolites identifiés à partir d’études in vivo (exposition à un mélange de HAP ou de B(k)F), à savoir les 3, 8 et 9-hydroxy –B(b)F, ainsi qu’un composé tétra-hydroxylé du B(k)F ont pu être dosés dans les urines de rats. Son métabolisme mettant en jeu les cytochromes P450 fait intervenir une liaison de forte affinité au récepteur spécifique des HAP, l’AhR déterminée à partir de test in vitro.

Toxicité aiguë

Généralités

FDTE/VTR Importer Aucune étude ne porte sur les effets induits par une exposition aiguë au B(k)F.

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer les effets de l’exposition aiguë au B(k)F seul chez l’homme ne sont pas documentés.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Aucune donnée par inhalation n’a été identifiée.

FDTE/VTR Importer Dans le cadre d’une étude d’immunotoxicité aiguë, des souris BALB/c ont été exposées à une dose unique de 30 – 60 ou 120 µmol .kg-1 de B(k)F administré par gavage dans l’huile de maïs, puis sensibilisées aux globules rouges de mouton par une injection intrapéritonéale 30 minutes plus tard (Won Jeon et al., 2005). Après 4 jours, si le traitement n’a pas eu d’effet sur la croissance pondérale ou le poids des organes lymphoïdes (rate et thymus), seule une hépatomégalie isolée a été observée (une augmentation significative (p<0,05) du poids absolu et relatif du foie) a été observée chez les souris exposées aux deux plus fortes doses de 60 et 120 µmol.kg-1. Les effets immunosupresseurs du B(k)F ont pu être observés chez des souris exposées par gavage à une dose unique de 0,1 à 100 mg.kg-1 de chrysène 12 heures avant d’être immunisées par une injection intraveineuse de globules rouges de moutons (Silkworth et al., 1995). La diminution, dose-dépendante de la production d’anticorps est indépendante de la voie de l’AhR.

FDTE/VTR Importer Aucune donnée par voie cutanée n’a été identifiée.

FDTE/VTR Importer les effets de l’exposition aiguë au B(k)F chez l’animal sont peu documentés, en dehors d’un effet immunosuppresseur observé lors d’une exposition par voie orale chez la souris.

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Généralités

FDTE/VTR Importer Aucune étude épidémiologique concernant l’effet du B(k)F seul n’est disponible.

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Aucune donnée sur les effets de l’exposition chronique au B(k)F seul n’a été retrouvée chez l’homme.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Chez l’animal, les effets de l’exposition chronique au B(k)F par inhalation, voie orale ou cutanée ne sont pas documentés.

Effets cancérigènes

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Catégorie 1B : Substance dont le potentiel cancérogène pour l’être humain est supposé, la classification dans cette catégorie s’appuyant largement sur les données animales.
IARC FDTE/VTR Importer Groupe 2B : L’agent (ou le mélange) pourrait être cancérogène pour l’homme 2010
US EPA FDTE/VTR Importer Classe B2 : Substance cancérogène possible pour l'homme. Il existe des preuves suffisantes chez l'animal et des preuves non adéquates ou pas de preuve chez l'homme 1990
Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Aucune étude n’est disponible concernant l’effet cancérigène spécifique du B(k)Fet aucune étude épidémiologique n’a recherché les éventuels effets cancérogènes de l’exposition au B(k)F chez l’homme. Néanmoins, dans le cadre d’une étude d’exposition environnementale regroupant 676 cas et 511 témoins, une association significative a pu être observée entre un mélange de plusieurs HAP présents dans les poussières de tapis dont le B(k)F (tertile le plus élevé) et le risque de lymphomes à cellules T (OR = 3,04 ; IC 95 % , 1,09 – 8,47). Parmi les HAP identifiés, seule la présence de B(k)F a également pu individuellement être associée à ce même risque (OR = 3,20 ; IC 95 % , 1,13 – 9,11) (DellaValle et al., 2016).

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Aucune étude de cancérogenèse n’a été réalisée avec le B(k)F.

FDTE/VTR Importer Aucune étude de cancérogenèse n’a été réalisée avec le B(k)F.

FDTE/VTR Importer Plusieurs expériences de cancérogenèse ont été réalisées chez les souris après exposition cutanée au B(k)F. Dans l’étude de Wynder et Hoffmann, 1959, cinq groupes de 20 souris Swiss femelles dont l’âge et le poids n’ont pas été spécifiés ont reçu trois applications de B(k)F (0,1 ou 0,5 % par application) par semaine pendant la durée de leur vie. Le B(k)F hautement purifié était appliqué dans de l’acétone (véhicule). Un groupe témoin positif pour l’effet cancérigène B(a)P a été réalisé. A la fin du treizième mois, les souris vivantes (8/20 pour les souris traitées à 0,1 % de B(k)F et 3/20 pour les souris traitées à 0,5 % de B(k)F) ont été sacrifiées. Des papillomes cutanés se sont développés chez 2 souris sur les 20 traitées avec 0,5 % de B(k)F. Aucune tumeur cutanée n’est apparue chez les souris traitées avec la dose la plus faible de B(k)F (0,1 %). Dans le groupe témoin positif, les pourcentages de papillomes et de carcinomes retrouvés chez les souris étaient respectivement de 75 à 85 % et de 75 à 95 %. Une autre étude n’a pas permis de mettre en évidence de corrélation entre une augmentation de l’incidence des tumeurs cutanées et l’exposition au B(k)F (Habs et al., 1980). Sept groupes de 40 souris femelles NMRI âgées de 10 semaines ont été exposées par voie cutanée, 2 fois par semaine pendant le reste de leur vie. Ces souris ont été exposées à 0,02 mL d’acétone (témoin véhicule), à 3,4 à 5,6 ou à 9,2 µg de B(k)F (pureté  95 %) présent dans 0,02 mL d’acétone et à 1,7 à 2,8 ou à 4,6 µg de B(a)P présent également dans 0,02 mL d’acétone (témoin positif). Après un an de traitement, le taux de mortalité est de 8 % pour le groupe témoin véhicule, de 2 à 10 % pour le groupe traité avec du B(k)F et de 12 à 20 % pour le groupe témoin positif (B(a)P). Deux ans après le traitement, les taux de mortalité sont respectivement de 70 %, 75 à 85 % et de 80 à 100 %. Une étude d’initiation/promotion a été réalisée chez 5 groupes de 20 souris femelles Cr1 :CD-1(ICR)BR outred albinos âgées de 50 à 55 jours. Une fois tous les 2 jours pendant 20 jours, 0,1 mL d’acétone, 3 µg de B(a)P présent dans 0,1 mL d’acétone, 3, 10 ou 100 µg de B(k)F présent également dans 0,1 mL d’acétone ont été appliqués sur la peau des souris. Dix jours après cette application, toutes les souris ont reçu une application de 2,5 µg d’un promoteur, le 12-0-tétradecanoylphorbol acétate (TPA) présent dans 0,1 mL d’acétone. Cette dernière application a été réalisée 3 fois par semaine pendant 20 semaines. A la fin du traitement, toutes les souris vivantes sont tuées et le pourcentage d’animaux présentant des tumeurs cutanées (majoritairement des papillomes à cellules squameuses et quelques kératoacanthomas) a été calculé. Ce pourcentage est de 0 pour le groupe témoin véhicule, de 85 pour le groupe témoin positif et de 5, 25 et 75 pour les doses croissantes de B(k)F. Pour ces mêmes groupes, le nombre de tumeurs par souris est respectivement de 0, 4,9, 0,1, 0,4 et de 4,8 (LaVoie et al., 1982).

FDTE/VTR Importer les effets cancérogènes du B(k)F par inhalation ou par voie orale n’ont pas été étudiés. Des tumeurs cutanées ont été induites après application sur la peau.

Effets génotoxiques

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Le B(k)F a été évalué et non classé génotoxique par l’Union Européenne.
Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Il n’y a pas de données in vivo.
Très peu d’études de génotoxicité sont disponibles concernant le B(k)F seul et correspondant essentiellement à des études in vitro.

In vitro

FDTE/VTR Importer Une étude in vitro a montré que le B(k)F pouvait induire chez S. typhimurim des mutations en présence d’activateur (Amin et al., 1985 ; Weyand et al., 1988).

FDTE/VTR Importer Peu d’adduits ont pu être observés après l’incubation 24 heures de B(k)F seul sur une lignée cellulaire d’origine humaine (A549) (Líbalová et al., 2014). Dans un autre modèle cellulaire (HepG2 cells), l’exposition concomitante de B(k)F avec du B(a)P réduit la formation d’adduits (BPDE), contrairement à ce qui est observé avec par exemple avec le B(b)F (Tarantini et al., 2011). Lors des tests de transformation cellulaire, aucune transformation n’a été constatée sur les cellules de poumons de Hamster syriens avec ou sans activation (Emura et al., 1980). En revanche, un effet promoteur tumoral a clairement été observé dans le modèle de transformation cellulaire Bhas 42, lignée cellulaire murine transgénique transfectée avec l’oncogène v-Ha-ras, rendant la lignée particulièrement sensible aux agents promoteurs de tumeurs (Misaki et al., 2016).

FDTE/VTR Importer Les rares études in vitro disponibles mettent en évidence un effet promoteur mais pas de potentiel génotoxique du B(k)F seul.

Effets sur la reproduction

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Aucune étude traitant de l’effet du B(k)F seul sur la reproduction n’a été identifiée.

FDTE/VTR Importer Les effets du B(k)F seul sur la reproduction n’ont pas été étudiés chez l’homme.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Chez l’animal, une seule étude montre que le B(k)F entraîne un retard du développement de l’utérus (poids et diminution du nombre de récepteurs aux estrogènes) chez la souris exposée par voie sous-cutanée après la naissance. Les effets éventuels sur les mâles n’ont pas été étudiés.

Effets sur le développement

Généralités

FDTE/VTR Importer Le B(k)F n’est pas classé parmi les substances reprotoxiques par l’Union Européenne.

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Aucune étude traitant de l’effet du B(k)F seul sur le développement n’a été identifiée.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Aucune étude sur le développement n’a été identifiée chez l’animal.

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
Limite de qualité 0,1 µg.L-1 JORF (2007)
Pour la somme des composés suivants : benzo[b]fluoranthène, benzo[k]fluoranthène, benzo[ghi]pérylène, indéno[1,2,3-cd]pyrène
Final Eau EDCH
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FDTE/VTR Importer Valeurs utilisées pour la population générale

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. Pour accéder à une information actualisée, nous conseillons au lecteur de se reporter directement sur les sites internet des organismes qui les élaborent. Il n’existe pas de VTR concernant les effets avec seuil engendrés par le B(k)F. Seul le B(k)F est considéré, la toxicité du B(k)F en mélange avec d’autres HAP est donc exclue. Cependant, il s’agit le plus souvent de co-expositions à plusieurs HAP. Rappelons que dans le concept de facteur d’équivalence toxique (FET) permettant d’établir une valeur toxicologique pour des effets cancérigènes induits par un mélange de HAP, le BaP est la substance de référence à laquelle un potentiel toxique de valeur 1 est arbitrairement donné. Même si à ce jour il n’existe pas de VTR pour des expositions cutanées, cette voie d’exposition peut ne pas être négligeable.

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

Description

FDTE/VTR Importer Valeurs toxicologiques de référence pour des effets sans seuil :
Selon le rapport INERIS (2003), une méthode de calcul est proposée par l’OMS IPCS, sur la base d’une valeur de référence multipliée par un FET (facteur d’équivalence toxique) (Doornaert et Pichard, 2003). Le principe de FET est fondé sur les hypothèses selon lesquelles l’organe cible et l’activité toxique sont identiques pour chaque molécule apparentée et qu’il n’y a pas d’interaction toxicocinétique ni toxicodynamique. Une telle approche autorise l’addition des risques cancérigènes liés à une co-exposition et permet de quantifier le pouvoir cancérigène d’un mélange de substances en fonction du pouvoir cancérigène d’une substance dite de référence, appartenant à la même famille chimique (OMS IPCS, 1998).
Nanmoins, comme le rappelle l’AFSSA, 2006, cette approche n’est possible que sous 3 conditions : l’AFSSA, 2006, on considère (1) que :
- les doses et les effets de chacun des composés du mélange sont additifs,
- il n'existe pas d'interactions antagonistes ou synergiques entre les composés du mélange et
- ils agissent selon le même mécanisme d'action toxique.
Or de nombreuses études expérimentales montrent que ces 3 conditions ne sont pas toujours réunies et peuvent conduire à une surestimation ou à une sous-estimation du risque.
Dans le cas des HAP, la molécule de référence est le B(a)P car c’est le HAP le plus étudié et donc le mieux connu. Le potentiel toxique relatif de chaque HAP dont le B(k)F est ensuite évalué par rapport à la toxicité du B(a)P. Un facteur d’équivalence toxique par rapport au B(a)P est alors évalué pour le B(k)F. Les FET retenus dans cette approche sont ceux proposés par Nisbet et Lagoy, 1992 et repris dans le document INERIS (2003). Cette étape est basée sur l’hypothèse selon laquelle le potentiel toxique relatif entre deux HAP estimé chez l’animal est identique ou similaire chez l’homme.
Un FET de 0,1 a été attribué au B(k)F par Nisbet et Lagoy, 1992.

Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation :
L'INERIS propose un ERUi de 6.10-5 (µg.m-3)-1 pour une exposition chronique par inhalation au B(k)F (2018).
Pour une exposition par inhalation à un HAP et en l’absence de valeur spécifique, l’Ineris recommande de prendre en compte l’Excès de Risque Unitaire (ERUi) du B(a)P proposée par l’US EPA, 2017 et retenue par l’Ineris pour le B(a)P à savoir 6.10-4 (µg.m-3)-1 et de lui appliquer les FET correspondant à cet HAP.
Pour le B(k)F, l’INERIS a retenu en 2003, un FET de 0,1 provenant de de la classification de Nisbet et Lagoy, 1992.

Calcul de VTR par inhalation à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(k)F.
Cet ERUi correspond à une concentration de 1,67 10-1 µg.m3 pour un risque de 10-5 ou à une concentration de 1,67 10-2 µg.m3 pour un risque de 10-6.



Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale.
L’ANSES propose de retenir une valeur de 0,005 µg TEQ.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale à 11 HAP (ANSES, 2016)
L'Agence Française de Sécurité Sanitaire des Aliments a publié un avis le 29 juillet 2003 (AFSSA, 2003) dans lequel les méthodes et le choix des études critiques retenues par l’US EPA et par le RIVM pour l’établissement des ERUo ont été analysés pour le B(a)P. Après comparaison des deux justifications scientifiques, l'AFSSA a retenu la proposition du RIVM.

Selon l’AFSSA (2003), la valeur proposée par le RIVM apparaît actuellement la plus adaptée pour une approche d’évaluation des risques liés aux HAP, car le calcul de cette valeur est basé sur une dose expérimentale issue d’une étude récente (2001) et sur un modèle simple d’extrapolation aux faibles doses, certes imparfait mais protecteur.
Pour les autres HAP, l’AFSSA recommande l’utilisation de facteurs d’équivalence toxiques (TEF) basés sur le pouvoir cancérigène relatif des HAP. Dans le cadre de l’étude sur l’alimentation totale infantile, l’ANSES (2016) a considéré 11 HAP (benzo(a)anthracène, B(a)P, benzo(b)fluoranthène, chrysène, benzo(g,h,i)perylène, B(k)F, dibenzo(a,h)anthracène, indeno(1,2,3-cd)pyrène, anthracène, benzo(j)fluoranthène et fluoranthène) les plus toxiques et les plus représentatifs de la contamination alimentaire. L’ANSES (2016) a alors considéré qu’il était possible de calculer un excès de risque de cancer de 10-6 sur la base d’une dose virtuellement sûre (DVS) de 5 ng TEQ.kg pc-1.j-1 (RIVM 2001). Cette DVS a été établie sur la base d’apparition de tumeurs dans de nombreux organes (dont principalement le foie et le pré-estomac) observée au cours d’une étude réalisée chez le rat exposé par gavage pendant 2 ans au B(a)P.

L’Ineris propose un ERUo de 0,1 (mg.kg-1.j-1)-1 pour une exposition chronique par voie orale au B(k)F (Ineris, 2018).
Comme précisé ci-dessus, l'Agence Française de Sécurité Sanitaire des Aliments a publié un avis le 29 juillet 2003 (AFSSA, 2003) dans lequel les méthodes et le choix des études critiques retenues par l’US EPA et par le RIVM pour l’établissement des ERUo ont été analysés pour le B(a)P. Après comparaison des deux justifications scientifiques, l'AFSSA a retenu la proposition du RIVM. Selon l’AFSSA (2003), la valeur proposée par le RIVM apparaît actuellement la plus adaptée pour une approche d’évaluation des risques liés aux HAP, car le calcul de cette valeur est basé sur une dose expérimentale issue d’une étude récente (2001) et sur un modèle simple d’extrapolation aux faibles doses, certes imparfait mais protecteur.

En 2003, l’INERIS retenait la proposition de l’AFSSA (2003) et proposait donc pour le B(a)P l’utilisation de la valeur établie par le RIVM. Le RIVM détermine une dose virtuellement sûre (DVS) de 5 ng.kg-1.j-1, par un modèle d'extrapolation linéaire à l'origine, en retenant la dose critique de 10 mg.kg-1.j-1 de B(a)P administrée à l'animal induisant l'apparition significative de tumeurs, et après ajustement de la durée d’administration et d’observation. Cette DVS de 5 ng.kg-1 p.c.j-1 pour un excès de risque de cancer de 1 10-6, correspond à un ERUo de 0,2 (mg.kg-1.j-1)-1.
En 2018, suite à la réévaluation de la valeur de l’US EPA pour le B(a)P décrite dans la fiche de données toxicologique et environnementale du B(a)P, l’INERIS propose de modifier sa valeur. Cette valeur est basée sur celle proposée par l’US EPA, 2017 et retenue par l’INERIS pour le B(a)P à savoir 1(mg.kg-1.j-1)-1.
A partir de cette valeur, une approche par l’application de FET a été réalisée.

Calcul de VTR par voie orale à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(k)F.
Cet ERU0 correspond à une dose de 10-4 mg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-5 et à une dose de 10-5 mg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de 10-6.

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
ERUi 0,00006 (µg.m-3)-1 Ineris 2018 INERIS (2018) Final Air ambiant
VTR 5 ng TEQ.kg pc-1.j-1 Anses 2016 https://www.anses.fr/fr/system/files/ERCA2010SA0317Ra-Tome2-Part3.pdf RIVM (2001) 11 HAP (B(a)A, B(a)P, B(b)F, chrysene, B(g,h,i)P, B(k)F, D(a,h)A, Indéno, anthracene, B(j)F, fluoranthene) Final Air ambiant
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Synthèse

FDTE/VTR Importer Effets sans seuil - Expositionchronique par inhalation :
L’Ineris propose de retenir pour une exposition chronique au B(k)F par inhalation l’ERUi chronique de 6.10-5 (µg.m-3)-1 de l’Ineris.
Deux valeurs sont disponibles pour l’exposition chronique par inhalation au B(k)F, celle de l’OEHHA et de l’INERIS. Ces valeurs sont construites à partir d’une même approche basée sur l’utilisation du FET du B(k)F de valeur 0,1 appliquée à l’ERUi du B(a)P. Du fait de la révision en 2017 de la valeur développée par l’US EPA et retenue par l’INERIS en 2018 pour le B(a)P, la valeur de l’ERUi du B(k)F proposée par l’INERIS qui en découle directement est retenue.
Indice de confiance : faible en raison du manque de données par cette voie d’exposition

Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale.
L’Ineris propose de retenir pour une exposition chronique au B(k)F par voie orale l’ERU0 chronique de 10-1 (mg.kg-1.j-1)-1de l’Ineris.
Quatre valeurs sont disponibles pour l’exposition chronique par voie orale au B(k)F, celle du RIVM, de l’OEHHA, de l’ANSES et de l’INERIS. Ces valeurs sont construites à partir d’une même approche basée sur l’utilisation du FET du B(k)F de valeur 0,1 appliquée à l’ERU0 du B(a)P. Du fait de la révision en 2017 de la valeur développée par l’US EPA et retenue par l’INERIS en 2018 pour le B(a)P, la valeur de l’ERU0 du B(k)F proposée par l’INERIS qui en découle directement est retenue.
Indice de confiance : faible en raison du manque de données par cette voie d’exposition

Autres valeurs des organismes reconnus

Description

FDTE/VTR Importer Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation :
L'OEHHA propose un ERUi de 1,1.10-4 (µg.m-3)-1 pour une exposition chronique par inhalation (OEHHA, 2011).
Cette valeur dérive d’un excès de risque unitaire du B(a)P, qui est de 1,1.10-3 (µg.m-3)-1 pour la voie respiratoire (voir fiche du B(a)P), sachant que le B(k)F a été affecté d'un facteur d'équivalence toxique de 0,1.
Calcul de VTR par inhalation à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(k)F.
Cet ERUi correspond à une concentration de 9.10-2 µg.m3 pour un risque de 10-5 ou à une concentration de 9.10-3 µg.m3 pour un risque de 10-6.



Effets sans seuil - Exposition chronique par voie orale.
Le RIVM propose un CRoral de 5 µg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique par voie orale (Baars et al., 2001).
Cette concentration correspond à un excès de risque cancérogène de 1.10-4 pour une exposition continue durant toute la vie. Elle est issue des données d'une étude expérimentale par gavage au B(a)P chez le rat (0, 3, 10 et 30 mg.kg-1.j-1 durant 2 ans, 5 j.sem-1) (Kroese et al., 2001). Une augmentation dose-dépendante de l'incidence de tumeurs a été observée dans de nombreux organes et tissus, notamment le foie et l'estomac, et également l'œsophage, la peau, la glande mammaire, le canal auditif, la cavité orale, l'intestin grêle et les reins.
A l’aide des deux valeurs, la VTR du B(a)P de 0,5 µg.kg-1.j-1 pour un excès de risque cancérigène de 1.10-4 et le FET de 0,1 attribué au B(k)F, un CRoral de 5 µg.kg-1.j-1 pour un excès de risque de cancérigène de 1.10-4 a été calculé pour le B(k)F.
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.

L'OEHHA propose un ERUo de 1,2 (mg.kg-1.j-1)-1 pour une exposition chronique par voie orale (OEHHA,2011).
Cette valeur dérive de l’excès de risque unitaire du B(a)P, qui est de 12 (mg.kg-1.j-1)-1 par voie orale (issue des données de l’étude de cancérogénèse de Neal et Rigdon, 1967, voir fiche du B(a)P), sachant que le B(k)F a été affecté d'un facteur d'équivalence toxique de 0,1.

Calcul de VTR par voie orale à partir du Facteur Equivalent Toxique (FET) du B(k)F.
Cet ERUo correspond à une dose de 0,8.10-2µg.kg-1.j-1 pour un risque de 10-5 ou à une dose de 0,8.10-3 µg.kg-1.j-1 pour un risque de 10-6.

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
Inhalation Unit Risk 0,00011 (µg.m-3)-1 OEHHA (1999) Final Air ambiant
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Bibliographie

Introduction

L'objectif de cette section est d'estimer les effets à long terme sur la faune et la flore, les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Le B(k)F entre dans la catégorie des HAP identifiés en tant que substance prioritaire (N°28) par la Directive Cadre sur l’Eau (DCE) (état chimique). Pour chacune de ces substances prioritaires des Normes de Qualité Environnementales (NQE) sont définies au niveau Européen. La méthodologie ainsi que les données utilisées pour le calcul de ces valeurs sont présentées dans des fiches détaillées. Les informations en lien avec l’écotoxicité du B(k)F présentées ci-dessous en sont extraites (EC, 2011). Dans ce contexte, il est à considérer les faits suivants : (i) le benzo(b)fluoranthène (B(b)F) et le benzo(k)fluoranthène (B(k)F) sont des HAP à 5 cycles ayant des propriétés de toxicité similaires, (ii) les données d’écotoxicité aquatique directe pour ces substances ne sont pas nombreuses, (iii) plusieurs des données d’écotoxicité disponibles pour ces substances correspondent à des tests d’exposition d’un mélange de B(b)F et de B(k)F C’est pourquoi sont reportées dans les sections suivantes des données pour le B(k)F, mais également pour le B(b)F.

Dangers

Valeurs de danger

Valeurs de danger
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
CL/CE50 >0.0011 mg.L-1 Invertebré
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Synthèse

Eau marine

Ecotoxicité aiguë :
Les essais réalisés sur Vibrio fischeri et Daphnia magna ont été effectués en utilisant un système statique avec un suivi analytique des concentrations dans le milieu d’essai. Les concentrations d’effet sont supérieures au seuil de solubilité de la substance dans le milieu d’essai mais donnent néanmoins des informations sur l’absence de toxicité de la substance à ces concentrations.

Remarque :
La toxicité des HAP envers les organismes aquatiques (pélagiques et benthiques) peut être accrue en présence de rayonnement UV et plus particulièrement les UV-A (Ankley et al., 1994 ; Hatch et Burton Jr., 1999 ; Krylov et al., 1997 ; Landrum et al., 1987 ; Newsted et Giesy, 1987 ; Sinha et Chignell, 1983 ; US EPA, 1993).
Deux types de réactions photochimiques peuvent expliquer l’apparition de ce phénomène
- Mécanisme « externe »
La structure des molécules de HAP présents dans le milieu aqueux peut être modifiée sous l’influence de rayonnement UV et en présence d’oxygène ou de nitrite. Ces formes modifiées (oxydées ou nitrifiées par exemple), une fois accumulées dans les organismes provoquent des destructions cellulaires.
- Mécanisme « interne »
Sous l’influence de rayonnement UV, un transfert d’énergie a lieu entre les HAP et la molécule d’oxygène provoquant la formation d’espèces réactives de l’oxygène. Ces formes réactives de l’oxygène sont à l’origine de la destruction des membranes biologiques. La toxicité induite par la lumière serait régie par un mécanisme « interne » avec en premier lieu une accumulation de HAP dans les tissus puis une formation d’espèces réactives après une exposition aux UV.
Ces deux mécanismes agissent de manière simultanée.
Quelques facteurs régissant l’apparition et l’amplitude de cette toxicité sont :

- la quantité et la nature des HAP,
- l’intensité et la durée du rayonnement UV,
- la nature des espèces présentes,
- la nature du milieu considérée.

Aucune donnée expérimentale n'existe sur la phototoxicité du B(k)F. Cependant, des modèles de type QSAR basés sur les propriétés toxiques, photochimiques et physico-chimiques des HAP, montrent que le B(k)F pourrait être toxique en présence de rayonnement UV (Mekenyan et al., 1994 ; Newsted et Giesy, 1987). Il faut tout de même noter que ces modèles intègrent seulement les réactions photochimiques du mécanisme « interne ».



Ecotoxicité chronique :
Six résultats d’essais d’écotoxicité chronique sur des organismes d’eau douce et d’eau marine ont été retenus dans l’évaluation européenne du B(b)F comme substance prioritaire de la DCE (EC, 2011).
Excepté la concentration d’effets obtenue pour les poissons, toutes les données d’écotoxicité chronique disponibles sont supérieures aux limites de solubilité et/ou aux plus fortes concentrations testées. Bien que peu indicatives de la toxicité absolue de la substance celles-ci permettent néanmoins de conclure à une plus grande sensibilité des poissons, avec une CE10 minimale de 0,17 µg.L-1 obtenue pour Brachydanio rerio.

Sédiments marins

Des tests ont été réalisés pour 3 espèces benthiques : les crustacés amphipodes Rhepoxynius abronius (espèce marine, testée avec le B(b)f) et Hyalella azteca (espèce dulçaquicole, testée avec le B(b)f) et l’insecte Chironomus riparius (espèce dulçaquicole au stade larvaire, testés avec le B(k)f). Aucune toxicité n’a pu être observée jusqu’à la plus forte concentration testée sur aucune de ces 3 espèces (Boese et al., 1998; Verrhiest et al., 2001).

Sol

Aucune information n’est disponible pour le B(k)F.

Biote

Organismes prédateurs (par empoisonnement secondaire):

Aucune valeur disponible pour le B(k)F.

Valeurs écotoxicologiques

Introduction

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

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

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

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

Valeurs guides

Valeurs guides
Nom Valeur Matrice Cible Effet critique retenu Durée d'exposition Facteur Commentaire Etat du statut Valeur retenue par l'INERIS Année Source
PNEC / QSed 1.473 mg/kg (poids sec) Sédiments
Norme de qualité pour les communautés benthiques d'eau douce et d'eau de mer. - equilibre de partage
Oui
PNEC chronique 2.7e-05 mg.L-1 Eau marine
Norme de qualité (NQ) marine. Les espèces marines et d'eau douce ont une sensibilité à cette substance comparable. Aussi, NQ marine = NQ eau douce. - extrapolation
Oui
PNEC chronique / AA-QSwater_eco 2.7e-05 mg.L-1 Eau douce
Norme de qualité pour l'eau (directive cadre eau). La norme de qualité environnementale globale = 0.03 µg/L. - extrapolation
Oui
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Valeurs réglementaires

Valeurs réglementaires
Nom Valeur Matrice Cible Effet critique retenu Durée d'exposition Facteur Commentaire Etat du statut Valeur retenue par l'INERIS Année Source
MAC 0.017 µg.L-1 Eau douce Non UE (2013)
MAC 0.017 µg.L-1 Eau marine Non UE (2013)
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Synthèse

Valeurs de référence pour la surveillance des écosystèmes

Valeurs seuil pour la protection des milieux aquatiques

Le B(k)F est une substance dangereuse prioritaire de la Directive Cadre sur l’Eau (Directive n° 2013/39/UE, transposée par l’arrêté du 27 juillet 2015).
Elle est réglementée au niveau européen (substance de l’état chimique) par une Norme de Qualité Environnementale, ou NQE, définie comme la « concentration d’un polluant ou d'un groupe de polluants dans l'eau, les sédiments ou le biote qui ne doit pas être dépassée, afin de protéger la santé humaine et l'environnement ».

En pratique, la NQE est la norme de qualité la plus basse parmi 5 objectifs de protection couvrant la protection des organismes aquatique de la colonne d’eau, les organismes sédimentaires, les prédateurs se nourrissant dans les milieux aquatiques, et l’homme via la consommation de produit de la pêche ou d’eau de boisson. La détermination de ces normes suit une méthodologie spécifique qui a été élaborée au niveau européen (Technical Guidance For Deriving Environmental Quality Standards) (EC, 2018).




Valeurs seuil pour la protection des organismes benthiques :


 

Bibliographie

Introduction

La substance d’intérêt fait partie de la famille des HAP (Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques), les données technico-économiques ci-dessous proviennent de la fiche technico-économique dédiée à cette famille de substances et non-exclusivement à cette même substance d’intérêt.

Tableaux de synthèse

Généralités

Généralités
Réglementations

FTE 2005 Importer

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

Émissions et concentrations de HAP

De nombreux textes réglementaires concernent les HAP :

  • La directive 96/61/CE (directive IPPC), la directive 2000/76/CE sur l'incinération des déchets et la directive 1999/31/CE sur la mise en décharge contrôlent toutes indirectement les émissions de HAP.
  • La directive 98/83/CE relative à la qualité des eaux destinées à la consommation humaine a fixé des valeurs limites dans l'eau potable pour le benzo(a)pyrène et pour la somme de quatre HAP5 (0,10 Kg.l-1 pour cette somme de HAP).
  • Le décret français du 3 janvier 1989 a fixé le seuil de potabilité de l'eau à 0,2 Kg.l-1 pour la somme de six HAP6 .
  • Le Protocole sur les polluants organiques persistants (POP) de l'UNECE requiert de ses signataires qu'ils réduisent leurs émissions de plusieurs HAP (benzo(a)pyrène, benzo(b)fluoranthène, benzo(k) fluoranthène et indéno(1,2,3 cd)pyrène).
  • Les HAP sont inclus dans l'annexe 2 de la stratégie OSPAR concernant les substances dangereuses.
  • L'Arrêté type Rubrique n°2415 : Mise en œuvre de produit de préservation du bois fixe une concentration limite de 1,5 mg.l-1 en HAP si le flux de rejet dépasse 1g.j-1.
  • Arrêté du 11 août 1999 relatif à la réduction des émissions polluantes des moteurs et turbines à combustion ainsi que des chaudières utilisées en postcombustion soumis à autorisation sous la rubrique 2910 de la nomenclature des installations classées pour la protection de l'environnement : les rejets atmosphériques doivent avoir une concentration inférieure à 0,1 mg/Nm3 si le flux rejeté est supérieur à 0,5 g/h.
  • Arrêté du 20 juin 2002 relatif aux chaudières présentes dans une installation nouvelle ou modifiée d'une puissance supérieure à 20 MWth : valeur limite d'émission atmosphérique de 0,1 mg/Nm3 .

[5] Il s'agit du benzo(b)fluoranthène, du benzo(k)fluoranthène, du benzo(ghi)pérylène et de l'indéno(1,2,3 cd)pyrène.

[6] Les six substances sont les suivantes : benzo(3,4)fluoranthène, benzo(11,12)fluoranthène, benzo(1,12)pérylène, benzo(3,4)pérylène, fluoranthène et indéno(1,2,3 cd)pyrène (décret du 3 janvier 1989, annexe 1 1 et 1 3).

Utilisation de créosote

En outre d'autres directives réglementent l'usage de la créosote, vecteur important de HAP dans l'environnement (voir plus loin) :

  • La directive 98/8/CE (directive biocide) prescrit une évaluation de la préservation du bois.
  • La directive 2001/90/CE interdit l'utilisation de créosote pour le traitement du bois et la mise sur le marché de bois ainsi traité sauf pour quelques usages industriels (mais la concentration de benzo(a)pyrène doit être inférieure à 500 ppm). De toutes façons, les bois traités à la créosote ne peuvent être utilisés :
    • à l'intérieur de bâtiments, quelle que soit leur destination ;
    • dans les jouets ;
    • sur les terrains de jeu ;
    • dans les parcs, jardins ou autres lieux récréatifs publics situés en plein air en cas de risque de contact fréquent avec la peau ;
    • dans la fabrication de meubles de jardin, tels que les tables de camping ;
    • pour la confection, l'utilisation et le retraitement de conteneurs destinés à la culture, d'emballages pouvant entrer en contact avec des produits bruts, intermédiaires et/ou finis destinés à l'alimentation humaine et/ou animale, des autres matériels susceptibles de contaminer lesdits produits.
Combustion domestique
  • Le Comité européen de normalisation (CEN) a établi des normes d'émission pour les installations domestiques de combustion de combustibles solides (poêles, cheminées, inserts, etc.). Ces normes devraient être des standards volontaires à partir de 2001.
  • Le protocole de l'UNECE sur les POP vise notamment les émissions de HAP provenant de la combustion domestique.
Autres
  • Une proposition de directive européenne envisage de restreindre la commercialisation et l'utilisation des HAP dans l'industrie du caoutchouc (huiles de dilution et pneumatiques).7
  • Les HAP sont des substances dangereuses prioritaires au sens de la Commission OSPAR.

[7] Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l’utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt-septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final, 13 février 2004.

Classification CLP Voir la classification CLP
Informations complémentaires

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques, ou HAP, sont des composés organiques issus de la fusion de cycles benzéniques. Le plus simple des HAP est le naphtalène (deux cycles) et le plus complexe est le coronène (sept cycles).

Volume de production

Volume de production

Consommation

Consommation

Présence dans l'environnement

Présence dans l'environnement

Réduction des émissions et substitutions

Réduction des émissions et substitutions

Production et utilisation

Production et ventes

Données économiques

Éléments sur certains secteurs économiques concernés

Créosote

La consommation de créosote en France a beaucoup baissé : de l'ordre de 30 000 à 40 000 t.an-1 en 1960, elle était descendue à environ 10 000 t.an-1 au milieu des années 1990 (essentiellement pour traiter les traverses de chemin de fer et certains poteaux de transport des lignes électriques aériennes) [Rayzal et al., 1998].

Depuis le 30 juin 2003, en application de la directive 2001/90/CE, l'utilisation en Europe de la créosote ou de bois est traité à la créosote est très fortement limitée. En Europe, les quantités de HAP impliqués dans la production de créosote sont de l'ordre de plusieurs dizaines de milliers de tonnes par an (40 000 tonnes en 1999 d'après EU RAR, 2000 ; 17 000 tonnes/an de phénanthrène et de naphtalène, soit environ 27 200 tonnes pour le total des HAP, d'après l'International Programme on Chemical Safety, 1998) [Royal Haskoning, 2003a].

En France, seule l'entreprise VFT France18 (filiale de Rütgers VFT) vend de la créosote. Une usine à Forbach19, qui en vendait également, semble avoir fermé. La Société Technique de Découpe ALPI S.A.S20 semble utiliser de la créosote (Source : Kompass UK).

On compte aujourd'hui au maximum une dizaine d'autoclaves d'imprégnation de bois à la créosote en France.

[18] Immeuble Le Nerval / Parc d’activité du bord des eaux / BP3 / 62251 Henin Beaumont Cedex / 03 21 08 19 80

[19] Route de Marienau / 57600 Forbach / 03 87 84 99 01

Production de coke en France

La production de coke a tendance à décliner en Europe. Le nombre de cokeries dans l'Europe des 15 est passé de 104 en 1981 à 42 en 2000 [Holland et al., 2001]. C'est dû essentiellement à une baisse de la demande d'acier et une restructuration dans la métallurgie : l'Europe produit moins de coke et en importe davantage, notamment en provenance de Chine. La hausse des importations de coke devrait se poursuivre pendant les prochaines années (Commission européenne, 2004).

En France, 4 552 tonnes de coke furent produites en 2002, contre 5 091 tonnes en 2001. 4 902 tonnes furent livrées à l'industrie sidérurgique en 2002 (Commission européenne, 2004).

Il existe, semble t il, actuellement cinq cokeries en France.

En France, les cokeries minières appartiennent à Charbonnages de France. Cette entreprise en possédait encore deux en 2002 : Drocourt, fermée en mars 2002 et Carling (en Alsace), qui doit fermer mi 2005. Le groupe a prévu d'avoir cessé toute opération fin 2007. En 2002 le groupe a produit 961 kt de coke (dont 927 à Carling), contre 1 341 kt en 2001.

Les autres cokeries françaises sont une cokerie indépendante et trois cokeries sidérurgiques.

Tableau 14. Cokeries en France

Tableau 14 Cokeri

[18] Immeuble Le Nerval / Parc d'activité du bord des eaux / BP3 / 62251 Henin Beaumont Cedex / 03 21 08 19 80.

[19] Route de Marienau / 57600 Forbach / 03 87 84 99 01.

[20] 'GVio Parc du Mandinet' / 1 3, Rue des Campanules / 77185 LOGNES / Tél. : 01 64 27 60 84 / Fax : 01 64 67 79 59 ; 03 23 66 57 96.

[21] Arrêt des activités en 2005.

Industrie sidérurgique

Arcelor est le premier producteur mondial d'acier (44 Mt d'acier produit en 2003). La France est le 11ème pays producteur d'acier (19,8 Mt d'acier produit en 2003 et 1,8 Mt d'exportations nettes) et le 5ème producteur européen, derrière la Russie, l'Allemagne, l'Ukraine et l'Italie. La France emploie 37 000 personnes en 2003 dans l'industrie sidérurgique (contre 105 000 en 1980) (International iron & steel Institute, 2004).

Goudron

Actuellement, le seul fabricant de goudron de houille en France est HGD (Houille Goudron et Dérivés). Il s'agit d'une concentration des groupes Elf Atochem S.A. et Rütgers VfT S.A depuis juillet 1994. Les unités de production sont essentiellement localisées à Marienau (57). La production de goudron de houille de cette société n'est pas remise en question par la fermeture définitive des mines à l'échéance 2005. Elle est principalement destinée au marché des électrodes. Sur l'ensemble de la production annuelle 2001, seulement 30 000 tonnes ont été orientées vers le marché de la construction routière. Les goudrons et brais de houille participent alors à la fabrication d'enrobés spéciaux, protection anti kérosène, et à l'élaboration de fluxant. En 2000, la production de bitume en France atteignait environ 3 000 000 tonnes. [Brazillet, 2001].

Procédés de production

FTE 2005 Importer

La production de HAP est peu importante. Ils sont utilisés dans un nombre limité de produits, notamment des produits de teinture à des fins de recherche et d'analyse. Il est probable que les rejets de HAP liés à leur production et à leur utilisation directe soient marginaux par rapport à leurs rejets totaux [Holland et al., 2001].

En particulier le benzo(a)pyrène n'est produit qu'en très petite quantité, par distillation fractionnée de charbon bitumineux renfermant des hydrocarbures aromatiques polynucléaires (HSDB).

Quant à l'indéno(1,2,3 cd)pyrène, présent dans les charbons bitumineux, il est enrichi par distillation puis extrait par une technique séparative adaptée (dissolution, extraction liquide liquide) avant d'être purifié par chromatographie (INERIS 2003 2004).

Utilisations

Introduction (varitétés d'utilisations)

Les HAP font usage de biocides dans le goudron, la créosote et d'autres produits similaires utilisés pour protéger et préserver des matériaux (principalement le bois). Des composés HAP sont également inclus dans l'asphalte [OSPAR Commission, 2001a].

Utilisations volontaires

FTE 2005 Importer

Certains HAP sont utilisés comme intermédiaires : le naphtalène, l'acénaphthène, l'anthracène, le fluorène, le fluoranthène, le phénanthrène et le pyrène. Ils sont utilisés dans des polymères, des teintures, des pigments, des surfactants, des dispersants, des agents tannants, des solvants, des résines insecticides et des ramollissants de caoutchouc [IPCS, 1998 ; in Royal Haskoning, 2003a].

Plus particulièrement, le benzo(a)pyrène ne trouve actuellement aucune application dans l'industrie. Il entre dans la fabrication de produits étalons. Certains laboratoires d'analyse ou de toxicologie l'utilisent en très faible quantité [Palayer et al., 1997]. Excepté pour la recherche, il n'existe pas d'utilisation connue du benzo(b)fluoranthène ou de l'indéno(1,2,3 cd)pyrène. [INERIS 2003 2004]

[7] Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l'utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final, 13 février 2004.

Mélanges d'HAP dans des produits

 Créosote

Parmi les grandes familles de produits de préservation du bois, existe un produit issus de la distillation de la houille, la créosote. Elle comporte à la fois des propriétés biocides et des caractéristiques hydrofuges. Les HAP qu'elles contient sont particulièrement efficaces contre la pourriture [Rayzal et al., 1998].

Elles sont le plus souvent issues de la distillation de goudron de houille (le goudron de houille étant lui même un sous produit du traitement à haute température du charbon pour produire du coke ou du gaz) et parfois de la distillation d'autres produits, comme le bois. La créosote est un mélange épais et huileux, sa couleur va de l'ambre au noir. Elle se compose d'un mélange de composés sélectionnés au moyen d'un intervalle de température de distillation. Le mélange est relativement complexe, riche notamment en hydrocarbures aromatiques polycycliques (naphtalène, fluorène, anthracène notamment). Ces substances sont plus ou moins actives et participent à la préservation du bois. La créosote est plutôt utilisée pour des bois soumis à des conditions difficiles. Il s'agit essentiellement de bois qui doivent supporter une humidité toujours supérieure à 20 % : bois horizontaux en extérieur (balcons, coursives...) et bois en contact avec le sol (poteaux téléphoniques, traverses de chemin de fer, clôtures, etc.) ou avec une source d'humidification prolongée ou permanente.8 On traite le bois à la créosote en répandant celle ci au pulvérisateur ou en plongeant le bois dans un bain de créosote ; le traitement peut aussi avoir lieu par une combinaison de procédés de mise sous vide et sous pression dans des réacteurs fermés.

[8] Page sur la préservation du bois du site Internet du Comité national pour le développement du bois (CNBD) : http://www.bois construction.org/.

L'utilisation de créosote est fortement limitée par la réglementation. Par dérogation, quelques grands organismes peuvent encore en utiliser pour la préservation du bois :

  • La SNCF utilise des créosotes lourdes (distillation entre 200 et 450 ° C) pour les traverses de chemin de fer [Rayzal, 1995]. Ces traverses sont traitées à la créosote par un établissement spécialisé de la SNCF. Cependant leur usage décroît au profit des traverses en béton : en effet elles ne sont plus utilisées que pour l'entretien de lignes traditionnelles existantes. Pour les lignes TGV et les lignes neuves, des traverses en béton sont utilisées. Cela limite donc l'utilisation de créosote.
  • EDF utilise de la créosote pour les poteaux des lignes électriques (plus précisément pour les pieds de poteaux, la partie en contact avec le sol, en épicéa). EDF utilise des poteaux en bois ou en béton. Ces derniers servent pour les tensions élevées et pour l'ancrage des lignes basse tension (c'est à dire environ un poteau sur cinq, pour bien fixer la ligne). Les autres poteaux sont en bois, traité soit à la créosote, soit aux sels métalliques (environ 2/3 créosote et 1/3 sels métalliques). EDF achète le bois déjà traité et ne les retraite pas une fois en place.

France Télécom utilise (ou a utilisé) des créosotes légères (distillation entre 170 et 400 ° C) pour les poteaux en bois utilisés comme support du réseau téléphonique [Rayzal, 1995].

D'après Rayzal (1998), les créosotes servent encore ponctuellement au traitement de certains équipements agricoles (piquets) ou d'ouvrages de génie civil (retenues de berge).

Traitement des bois créosotés en fin de vie

L'élimination des traverses en bois de la SNCF est effectuée par la société SIDENERGIE (département 46). Cette entreprise produit du charbon de bois domestique (agréé par le ministère de la Santé). Elle traite, en plus de déchets de scierie, 6 000 tonnes de bois par an (soit environ 100 000 traverses par an)10. Le traitement consiste en une valorisation matière par thermolyse. Les bois sont épurés de la créosote d'imprégnation et transformés en charbon végétal.11

Chaque année, quelques milliers de tonnes de poteaux EDF arrivent en fin de vie. Ils sont soit réemployés par des agriculteurs (pour être débités et servir de piquets de délimitation de parcelle par exemple), soit incinérés.

On estime à environ 300 000, le nombre de poteaux retirés annuellement du 'parc installé' de France Telecom. Afin de les protéger des agressions extérieures (intempéries, insectes), ces poteaux ont subi différents traitements chimiques qui sont, ou qui ont été pour l'essentiel, à base de sulfate de cuivre ou de CCA (Cuivre, Chrome, Arsenic) et de créosote. [Le Calvez, 1999]

[10] Source : ADEME (http://www.ademe.fr/midi pyrenees/a_1_13.html).

[11] http://www.recyclot.fr/etsivous.html.

Coke

Le coke est obtenu dans des fours à coke, par chauffage à l'abri de l'air d'un certain type de charbon. Les composés volatils contenus dans le charbon sont ainsi éliminés par évaporation. Il est essentiellement utilisé dans la sidérurgie.

Il remplit trois rôles principaux dans le haut fourneau : il favorise la circulation des gaz montants (rôle perméabilisant), fournit la chaleur nécessaire à la poursuite de la réaction, assure la réduction et la carburation du fer. La plupart des cokeries produisent spécifiquement pour des usines de production de fer et d'acier et sont souvent situées sur le même site.

Goudron de houille

Le goudron de houille est obtenu par pyrolyse de la houille à des températures allant de 400 °C à 1 200 °C dans les cokeries et les usines à gaz. Il est constitué de fortes teneurs (de 20 à 50 %) en HAP (notamment naphtalène, phénanthrène, fluoranthène, pyrène, acénaphtène et anthracène) [Brazillet, 2001]. Les propriétés physico chimiques des HAP recherchées telle leur plasticité à chaud sont corrélées avec leur capacité à devenir volatils et mobilisables.

Le goudron de houille a été abondamment utilisé, depuis la fin du XIXème siècle pour produire des enrobés bitumineux routiers. Son utilisation est actuellement en déclin, au profit de substituts d'origine pétrolière. La production de goudron de houille pour les applications en techniques routières est en constante régression et n'est plus que de quelques dizaines de milliers de tonnes par an.

Toutefois le goudron possède des propriétés de résistance aux solvants pétroliers (carburants et huiles). Il est donc encore utilisé dans les revêtements de sites particuliers (aéroports, parcs de stationnement d'engins agricoles ou de poids lourds, gares routières, aires de stations service, revêtements de sols industriels, en particulier des sites pétrochimiques, aires d'autoroute, etc.). [Brazillet, 2001]

D'après l'OMS IPCS (1998) on peut trouver dans l'asphalte des concentrations de benzo(b)fluoranthène élevées, pouvant atteindre 10 g/kg. (INERIS 2004)

Tableau 9. Teneurs moyennes des constituants principaux du goudron (HAP seulement, pourcentages massiques) (Source : Gosselin, 2000 ; cité dans Brazillet, 2001)

Tableau 9 Teneurs moyennes des constituants principaux du goudron  (HAP seulement, pourcentages massiques)

Rejets dans l’environnement

Sources naturelles

FTE 2005 Importer

Certains HAP sont présents naturellement dans quelques matériaux organiques, notamment des dérivés du pétrole.

Tableau 3. Exemples de concentrations en benzo(a)pyrène dans certains matériaux organiques (Source : GTZ, 1995)

Tableau 3 Exemples de concentrations en benzo(a)pyrène dans certains matériaux organiques

Sources non-intentionelles

FTE 2005 Importer

Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). [Palayer et al., 1997] Leur synthèse lors de la formation des énergies fossiles explique leur présence dans le pétrole, le charbon et leurs produits dérivés.

Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.

On peut distinguer deux types de rejets atmosphériques de HAP :

  • Les sources évaporatives (utilisation de produits contenant du goudron de houille, préservation du bois avec de la créosote et du carbolineum, utilisation du goudron pour les toits et les routes).
  • Les sources thermiques (HAP dits pyrolytiques). Les rejets des sources thermiques proviennent de la combustion de combustibles solides (bois, tourbe et charbon), de carburants automobiles (diesel surtout) et de quelques procédés industriels [Holland et al., 2001].

Tableau 4. Émissions de benzo(a)pyrène liées à la combustion incomplète de matières fossiles (Source : GTZ, 1995)

Tableau 4 Émissions de benzo(a)pyrène liées à la combustion incomplète de matières fossiles

Pendant les années 1990, les rejets des sources évaporatives ont diminué grâce à des restrictions sur l'usage et le contenu en HAP des matériaux [Holland et al., 2001].

Sources thermiques
Combustions domestiques

Les émissions de polluants atmosphériques des appareils de combustion dépendent des conditions de la combustion, de la qualité des installations et de la composition du combustible. Plusieurs types de HAP se forment au cours de la combustion. La quantité de HAP émise par unité d'énergie produite varie de plusieurs ordres de grandeur entre les petites et les grandes unités de combustion (dans les grandes, il est plus facile d'obtenir de bonnes conditions de combustion et de mettre en place des systèmes de contrôle des fumées) [OSPAR Commission, 2001c].

Lors de la combustion, tous les types de HAP sont formés. Le profil des HAP dépend peu du combustible et de la technique de combustion utilisés. Généralement le phénanthrène est le composé dominant et représente environ 40 % des émissions totales de HAP. Le benzo(a)pyrène représente moins de 5 % des émissions de HAP.

Les émissions de particules et de HAP sont généralement plus élevées de plusieurs ordres de grandeur lors de la phase de démarrage du feu que lors de la période de combustion stationnaire.

Les émissions suivantes de HAP ont été mesurées :

Tableau 5. Quelques facteurs d'émission de HAP (Source : OSPAR Commission, 2001c) 

Tableau 5 Quelques facteurs d'émission de HAP

Les facteurs d'émission pour la combustion du charbon et du bois dans les petits poêles et les cheminées sont considérées généralement comme étant respectivement de l'ordre de 0,3 mg/kg (environ 0,2 mg/MJ) et 40 mg/kg (environ 3 mg/MJ) [OSPAR Commission, 2001c].

D'après Eurostat (1999), la consommation de bois pour la combustion domestique devrait s'élever en 2010 à 370 PJ [Holland et al., 2001]. D'après les scénarios énergétiques issus du modèle PRIMES, la combustion de biomasse dans le résidentiel et le secteur tertiaire s'élevait à 305 PJ en 1990 et à 315 PJ en 2000. La combustion de la biomasse en général et du bois en particulier est parfois promue comme moyen de réduire les émissions de gaz à effet de serre.

Transport automobile

Les carburants automobiles, particulièrement le diesel, contiennent des proportions significatives de HAP. Leur combustion est à l'origine de rejets de HAP. Les émissions de particules des véhicules diesel contiennent de fortes concentrations de HAP.

Le CITEPA estimait qu'en 1999 le transport était responsable de 5,5  % des émissions atmosphériques totales de HAP en France.

Tableau 8. Facteurs d'émission de HAP dues au transport routier (en g/km) (Source : CORINAIR, 2004)

Tableau 8. Facteurs d'émission de HAP dues au transport routier

Les facteurs d'émission varient grandement en fonction de la substance considérée et du type de véhicules. Les véhicules légers diesel IDI sont les plus gros émetteurs.

Sources non-thermiques
La créosote

La créosote peut contenir jusqu'à 85 % de HAP. Entre 20 et 40 % du poids total peut être attribué aux 16 HAP définis comme polluants prioritaires par l'EPA. Les niveaux de benzo(a)pyrène sont de l'ordre de quelques centaines de ppm [Royal Haskoning, 2003a].

Tableau 6. Proportion des créosotes en HAP (% en masse) [Source : Rayzal et al., 1998]

Tableau 6 Proportion des créosotes en HAP

Les émissions de HAP sont surtout dues :

  • aux fuites des récipients et des réacteurs dans lesquels sont contenus la créosote et traités les bois,
  • à l'évaporation des composés volatils de HAP du bois traité,
  • à l'égouttage du bois traité.

Lorsque le bois est stocké à l'horizontale, les HAP migrent à travers le bois ce qui aboutit aussi à des émissions. Les quantités rejetées dépendent du type de créosote, du bois et des méthodes de préservation utilisées [OSPAR, 2001b].

Des HAP sont émis également lorsque des bois traités sont incinérés.

D'après Holland et al. (2001), on estime à 46 kg les émissions atmosphériques de B[a]P dues au traitement du bois avec du carbolineum en 2010 en Europe.

Suite aux diverses applications du bois traité à la créosote, les HAP peuvent être émis par migration dans le bois, par évaporation et par lessivage dans le sol et dans les eaux de surface.

Dans le bois traité à la créosote, les composés de créosote ne sont pas liés aux fibres du bois mais elles migrent à l'intérieur de celui ci. Au soleil, le bois peut transpirer : la créosote apparaît à sa surface. Cela arrive lorsque le bois est saturé en créosote ou lorsque la créosote contient une forte proportion de composés volatils. [Braunschweiler, 1996]

Une étude britannique a montré que les HAP dominants dans la fraction volatile du bois traité à la créosote étaient le phénanthrène, le fluorène et le pyrène, qui sont parmi les HAP les moins toxiques. D'après cette même étude les émissions atmosphériques de HAP dues au bois traité à la créosote étaient estimées au Royaume Uni à environ 100 tonnes, c'est à dire dans le même ordre de grandeur que les émissions dues aux véhicules [Gevao et al., 1998].

Les fuites de créosote du bois vers le sol est un processus long. Une étude finlandaise estime que cela prend entre 5 et 10 ans. [Braunschweiler, 1996]

Les composés solubles dans l'eau de la créosote passent facilement dans les eaux. Des études ont montré que 70 à 80  % des HAP qui fuient dans les eaux et provenant de la créosote sont des naphtalènes et des composés à faible température d'ébullition, phénanthrène, acénaphtène [OSPAR, 2001b].

Les micro organismes sont susceptibles de dégrader biologiquement les HAP dans le sol. Les eaux de surface sont touchées par le lessivage des composés de la créosote solubles dans l'eau, tels que le phénanthrène, l'acénaphtène et le dibenzofurane. Du fait de leur faculté d'adsorption sur les particules, ils s'accumulent aisément dans les sédiments [OSPAR, 2001b].

Les goudrons de houille

Les goudrons de houille sont susceptibles de rejeter des HAP notamment lors de leur fin de vie, qu'ils soient éliminés ou valorisés.

Les eaux de ruissellement peuvent mobiliser les HAP par le lessivage des revêtements routiers. Elles peuvent également emporter les particules atmosphériques chargées d'HAP déposées au sol. Cependant les avis semblent divisés à ce sujet. Ainsi Hugener et al. (1999) contestent l'importance du relargage par lessivage des revêtements dont l'appréciation aurait été exagérée. En effet, le liant et les HAP eux mêmes sont faiblement solubles dans l'eau. En revanche, d'après Pépin (1998), des essais de percolation effectués sur des enrobés bitumineux concassés mettent en évidence un relargage significatif des HAP dans les premiers percolats.

L'impact sur l'environnement est tributaire des propriétés physico chimiques des HAP considérés, de l'abrasion des revêtements superficiels enduits de goudron et du lessivage des goudrons pris dans la masse des enrobés. Cet impact est non négligeable, mais peut être ralenti par la faible solubilité des liants hydrocarbonés et des HAP dans l'eau, mais également par la structure fermée à faible porosité des chaussées. [Brazillet et al., 2001]

Des émissions de HAP peuvent également avoir lieu lors des traitements en fin de vie des déchets routiers. Ainsi, lors du recyclage à chaud par exemple, de faibles teneurs en goudron peuvent déjà conduire à des émissions atmosphériques de HAP qui atteignent des valeurs supérieures à la limite d'exposition admissible [Brazillet, 2001]. Toute augmentation de 12 ° C de la température de traitement des enrobés provoque un doublement des émissions de substances nocives [Hugener, 1999].

Pneumatiques et caoutchouc

Les HAP peuvent être des constituants présents dans des huiles qui sont utilisées comme huiles de dilution dans la production de pneumatiques. L'huile de dilution est incorporée dans la matrice de caoutchouc et demeure incorporée dans le caoutchouc du pneu final. Par conséquent, cette huile de dilution peut être également présente dans les débris de pneumatiques.14

Des HAP peuvent être émis lors de la production des pneumatiques, lors de leur utilisation ou lors de leur élimination.

D'après le Comité scientifique sur la toxicité, l'écotoxicité et l'environnement (CSTEE), les HAP contenus dans les pneumatiques ne contribuent que très marginalement à la présence de HAP dans l'environnement : il estime que l'usure des pneus est responsable de moins de 2 % des émissions anthropogéniques totales de benzo(a)pyrène. L'usure des pneus contribue à environ 1 % des concentrations totales de HAP dans les sédiments (ils représentent environ 4 % des émissions automobiles de HAP, elles mêmes représentant environ 30  % de la concentration des sédiments en HAP). [CSTEE, 2003]

[14] Commission des communautés européennes (2004). Proposition de directive du Parlement européen et du Conseil relative aux restrictions à la commercialisation et à l'utilisation de certains hydrocarbures aromatiques polynucléaires contenus dans les huiles de dilution et les pneumatiques (vingt septième modification de la directive 76/769/CEE du Conseil), COM(2004) 98 final.

Boues de station d’épuration

D'après (Feix, 1995) cité par (Bernal, 2005), la teneur moyenne des boues de 40 stations d'épuration était en moyenne la suivante pour les principaux HAP :

Tableau d'après Feix Présence dans les boues de station d'épuration

Ces composés sont pour les 8 premiers d'entr eux, presque totalement abattus dans les eaux usées par les stations d'épuration, et sont en très grande partie transférés dans les boues (sauf naphtalène).

Émissions anthropiques totales

FTE 2005 Importer

Niveau national

25 installations françaises sont répertoriées dans la base de données française IREP comme émetteurs de HAP. Les installations les plus émettrices appartiennent aux secteurs du travail des métaux, de la raffinerie et de la chimie.

Tableau 10. Émissions de HAP des installations ICPE en France en 2004 (en kg) (Source : extrait de la base de données IREP)

Tableau 10 - Emissions de HAP des installations ICPE en France en 2004
Rhône-Alpes

Les effluents des 168 entreprises de Rhône Alpes ont été étudiés [DRIRE Rhône Alpes, 2001]. Dans ceux ci le flux de HAP s'élevait à 10 g.j-1 en 1993 et 55 g.j-1 en 1998 (13 établissements en rejetaient).

Tableau 11. Rejets industriels aqueux de HAP en Rhône-Alpes

Tableau 11 Rejets industriels aqueux de HAP en Rhône-Alpes
Midi-Pyrénées

Lors d'une campagne de mesures effectuée en 1997 sur 90 établissements industriels de Midi Pyrénées, il a été mesuré un flux total de HAP de 87,29 g.j-1, sur 13 établissements. Le ratio PEC/PNEC est supérieur à 1 pour les établissements suivants  : Aluminium Péchiney (09), Aluminium Péchiney (65). Le flux journalier est compris entre 100 g et 1 kg pour les établissements suivants  : Grande Paroisse (31) et AP Lanemazan (65) [DRIRE Midi Pyrénées, 1998].

Poitou-Charentes

La DRIRE Poitou Charentes a publié en 1997 un inventaire des rejets de micropolluants dans 27 établissements industriels de la région. Sur les 30 points de rejet examinés, un seul point est concerné par des rejets de HAP  : il s'agit de Leroy Somer à Angoulême, fabricant d'entraînements électromécaniques et électroniques pour l'industrie et fabricant/concepteur d'alternateurs (concentration : 6 cg.l-1) [DRIRE Poitou Charentes, 1998].

Émissions atmosphériques

FTE 2005 Importer

Les émissions de HAP proviennent d'une grande diversité de sources.

Les rejets dans l'environnement sont principalement atmosphériques. Les HAP sont généralement associés à des particules mais peuvent également être présents dans la phase gazeuse. (INERIS 2003)

Bien que les sources présentant la plus grande importance varient selon les pays, les principales sources sont les suivantes :

  • produits de préservation du bois (bois traité à la créosote) ;
  • combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans le secteur résidentiel (en particulier combustion domestique de bois) ;
  • combustion incomplète de combustibles fossiles par les véhicules automobiles (surtout les véhicules diesel) ; les moteurs (particulièrement les moteurs diesels) rejettent des HAP généralement fixées sur les particules carbonées (fumées noires)  ; cette pollution est accentuée par un mauvais entretien des véhicules et par l'absence de dispositif antipollution ;
  • combustion incomplète de combustibles fossiles et de biomasse dans les autres installations fixes (en particulier les installations petites ou anciennes); incinérateurs d'ordures ménagères ;
  • quelques procédés industriels : production de goudron et d'asphalte, production de coke, craquage catalytique du pétrole.

On peut citer d'autres sources comme les matériaux de dragage, les rejets des installations offshore, la navigation et les déversements d'hydrocarbures (surtout pétrole brut) [OSPAR Commission, 2001a].

Bien que principalement anthropiques, les sources d'émission de HAP peuvent aussi être le fait de combustions naturelles (feux de forêt, activités volcaniques) [Palayer et al., 1997].

Tableau 12. Rejets atmosphériques de HAP en France (en tonnes) (Source : CITEPA / CORALIE / format SECTEN [Fontelle et al., 2005])

Tableau 12. Rejets atmosphériques de HAP en France (en tonnes)

En France, d'après le CITEPA, les rejets atmosphériques de HAP sont causés essentiellement par le secteur résidentiel et tertiaire (92  % des émissions nationales en 1999) et, dans une moindre mesure, par le transport routier, l'agriculture et l'industrie manufacturière. Les émissions du secteur résidentiel/tertiaire sont essentiellement dues à la combustion de bois et de charbon.

[15] Selon les définitions de la CEE NU : les émissions répertoriées hors total ne sont pas incluses, à savoir les émissions maritimes internationales et le trafic aérien au dessus de 1 000 mètres.

    Émissions vers les eaux

    FTE 2005 Importer

    Bilan des rejets dans les eaux

    Les sources principales de présence de HAP dans l'eau semblent être les suivantes :

    • les eaux de ruissellement en milieu urbain (par temps de pluie, il s'agit d'une cause majeure de pollution des eaux de surface ; il s'agit notamment du ruissellement sur les voiries, contaminées par la circulation automobile) ;
    • les effluents urbains par temps sec ;
    • les huiles usagées (pollution diffuse, due à des rejets et des fuites + rejet liquide dans la nature d'environ 40 % des huiles de vidange, soit 50 000 t.an-1) ;
    • les dépôts atmosphériques (en 2003 EMEP estimait que la déposition de benzo(a)pyrène en France s'est élevée à 8 450 kg en 2001, dont 6 500 kg (77 %) en provenance de France) ;
    • les marées noires et dégazages.

    D'autres sources sont les suivantes :

    • les effluents industriels (pratiques à risques : utilisation de produits de pyrolyse comme le goudron de houille, la créosote, le brai et noir de fumée, l'huile anthracénique ; le lavage des gaz de combustion ; le refroidissement des charbons lors de la production de coke) ;
    • les canalisations d'eau potable antérieures à 1949 ;
    • les activités pétrolières (hors marées noires), telles que l'extraction, les pertes naturelles des gisements de pétrole et le raffinage [Palayer et al., 1997].

    Un bilan de campagnes de mesures nationales dans des rejets industriels a mis en évidence que les rejets dans l'eau de HAP seraient plus le fait des secteurs de la chimie (hors pharmacie et phytosanitaires) et dans une moindre mesure des textiles. (MEDD, 2005)

    Rejets aqueux diffus

    Thornthon et al. (2001) ont mesuré des concentrations en HAP, liées à la circulation automobile, dans des eaux de ruissellement urbaines, de l'ordre de 2 à 3 mg.l-1. Ils ont également cherché à estimer les teneurs en HAP dans les eaux d'assainissement urbaines. Ils donnent pour la France des teneurs de l'ordre de 0,05 à 0,44 cg.l-1 pour les influents et de 0,02 à 0,09 cg.l-1 pour les effluents.

    Blanchard et al. (2001) ont étudié les concentrations en HAP dans plusieurs stations d'épuration des eaux de la région parisienne (notamment celle d'Achères) en 1998 et 1999. La présence de HAP semble être majoritairement due aux ruissellements d'eaux urbaines (eux mêmes chargés en HAP suite aux dépôts polluants des véhicules sur la chaussée) plutôt qu'aux dépôts atmosphériques.

    Rejets dans l'environnement

    FTE 2005 Importer

    Remarque sur la mesure des HAP

    La mesure des rejets de HAP ou des concentrations de HAP dans l’environnement est relativement difficile. En outre coexistent différents protocoles de mesure qui prennent en compte des groupes différents de HAP. Ces difficultés expliquent en partie la présence dans cette fiche de chiffres parfois contradictoires (le calcul des émissions de HAP par EPER et par le CITEPA par exemple).

    Dans l’eau, les HAP sont généralement présents à l’état de ‘traces’, c’est-à-dire à des niveaux de concentration allant du nanogramme par litre à quelques dizaines de microgrammes par litre et leur concentration varie fortement dans le temps et dans l’espace.

    La mise en évidence d’une contamination de l’environnement par les HAP nécessite donc souvent la mise en œuvre de techniques analytiques performantes. Actuellement les normes AFNOR en vigueur4 prévoient le dosage de six HAP par chromatographie liquide à haute performance et fluométrie. Parmi ces six HAP figurent le benzo(a)pyrène (le plus étudié pour sa toxicité) et le fluoranthène (le plus répandu dans l’environnement [Palayer et al., 1997]

    Émissions de HAP par secteurs d'activité
    Production de coke

    D'après la Commission européenne (1996), une usine de production de coke rejette dans ses eaux usées environ 30 mg.l-1 de HAP, soit environ 0,3 kg/tonne de coke. Le traitement des eaux permet de faire baisser cette concentration à 0,003 – 0,2 mg.l-1. Le facteur d'émission global dans les eaux est de l'ordre de 0,001 kg de HAP par tonne de coke [Commission européenne, 1996 ; in Royal Haskoning, 2003a].

    L'OMS IPCS (1998) indique une teneur en B[b]F de 3,8 mg/kg dans des boues résiduelles provenant de la cokéfaction du charbon. (INERIS 2004)

     Sidérurgie et métallurgie

    Des HAP sont émis lors de la production de coke mais également lors de son utilisation dans l'industrie sidérurgique.

    En pratique industrielle courante, un haut fourneau consomme, par tonne de fonte, 1 700 kg de minerai aggloméré, 300 kg de coke, 150 kg de charbon et 40 m3 d'oxygène.12 La production mondiale d'acier est passée de 507 Mt en 1975 à 802 Mt en 2002.

    Les émissions atmosphériques de HAP dans la sidérurgie peuvent aller de moins de 0,1 mg/t d'acier liquide pour la sidérurgie à l'oxygène à près de 1 000 mg/t d'acier liquide pour les installations d'agglomération.

    Tableau 7. Émissions atmosphériques de HAP lors de la production de fer et d'acier (Source : BREF production sidérurgique, 2001)

    Tableau 7 Émissions atmosphériques de HAP lors de la production de fer et d’acier

    La fusion de câbles de cuivre émet également des HAP. En effet la faible température de fusion (250 à 700 °C) rend la combustion incomplète, ce qui provoque l'émissions de HAP [United Nations Environment Programme, 2004].

    Une autre source peut être importante dans certains et l'a sans doute été en France, la technique Söderberg dans l'industrie de l'aluminium de première fusion et les revêtements de coques des navires (au moins dans certaines régions). Cependant, d'après la fédération des métaux non ferreux, cette technique n'est plus utilisée en France depuis plusieurs années.

    Raffinage de pétrole

    L'OMS IPCS (1998) indique pour des raffineries de pétrole, une concentration de 1,3 g.m-3 de B[b]F dans les émissions gazeuses et une concentration pouvant atteindre 0,2 g.l-1 dans les eaux rejetées (après traitement). (INERIS 2004).

    D'après le document BREF sur les raffineries, la concentration en HAP dans les effluents de leurs stations d'épuration en Europe est comprise entre 0.005 et 0.05 mg.l-1, en moyenne annuelle.(European Commission, 2003)

    Les émissions de benzo(a)pyrène sont surtout des émissions fugitives lors des opérations de chargement et d'enfournement. Les gaz de sortie de production contiennent également des HAP mais sont soumis à des traitements secondaires. Des émissions fugitives peuvent également se produire lors de la production au travers des joints des portes des fours. Elles sont difficiles à éviter complètement à cause des conditions d'opération (expansion et contraction fortes, pressions élevées à l'intérieur des fours) [Holland et al., 2001].

    Le Royal Haskoning (2003a) estimait qu'en France, il y a avait sept usines de production de coke, avec une capacité de production de 7 500 kt.an-1 et qu'elles émettaient 7,5 t.an-1 de HAP dans l'eau. Cette estimation des émissions est sans doute à revoir à la baisse puisque le nombre de cokerie et la production ont significativement baissé. D'après Holland et al. (2001), en France en 2010, huit usines produiront du coke. Leur production s'élèvera à 5 500 tonnes par an et elles émettront, en admettant qu'elles aient mis en place les MTD, 15 kg de benzo(a)pyrène par an.

      [12] Yahoo ! Encyclopédie : http://fr.encyclopedia.yahoo.com/articles/do/do_4383_p0.html.

      [13] Les valeurs supérieures proviennent des installations les plus anciennes.

      Rejets par substance

      La présence de benzo(b)fluoranthène dans l'environnement est uniquement anthropique, elle résulte de la combustion incomplète d'hydrocarbures ou de charbon. Le raffinage du pétrole, la cokéfaction du charbon et le trafic automobile constituent également des sources d'exposition importantes.

      L'indéno(1,2,3 cd)pyrène est présent naturellement dans les combustibles fossiles, les huiles brutes, les huiles de schiste, dans les feuilles de diverses espèces d'arbres (concentrations comprises entre 26 et 234 g/kg) [HSDB, 2000], dans les feuilles de tabac (18 à 38 g/kg) [HSDB, 2000], dans le terreau et le fumier de cheval (respectivement à des concentrations de l'ordre de 5 g/kg et 50 g/kg) [Verschueren, 1996]. Il a d'autre part été détecté dans les algues. (INERIS 2004)

      À titre indicatif, Verschueren (1996) cite les teneurs suivantes pour l'indéno(1,2,3 cd)pyrène :

      • essence (suivant l'indice d'octane) : 40 g/kg à 2,9 mg/kg ;
      • huile moteur (suivant durée d'utilisation) : 0,03 mg/kg à 83 mg/kg ;
      • goudron de houille : 8 g/kg ;
      • gaz d'échappement de moteurs à essence : 11 à 87 g.m-3 ;
      • fumées d'incinérateurs d'ordures ménagères  : 1,8 pg.m-3 après tour de lavage et précipitateur électrostatique, 10 g/kg dans les résidus ;
      • condensats d'échappement des moteurs à essence : 268 Kg/g, 32 à 86 g.l-1itre d'essence consommé ;
      • fumée de cigarette : 4 ng/cigarette. (INERIS 2004)
      Evolution des rejets

      Les émissions industrielles et commerciales de HAP devraient avoir beaucoup baissé en 2010. Des changements dans les produits demandés, notamment en ce qui concerne la préservation du bois, les toitures, le pavement des routes devraient réduire les émissions de HAP de ces activités à des niveaux insignifiants. La seule exception est le secteur des cokeries. Même en mettant en place les MTD, les émissions devraient rester significatives. D'après Holland (2001), il semble irréaliste d'envisager des réductions des émissions significatives au delà des MTD, à moins de fermer des usines [Holland et al., 2001].

      Synthèse des rejets

      Les HAP sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosote, dérivés du pétrole, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.

      Les rejets atmosphériques en France sont essentiellement dus à la combustion de bois et de charbon dans les secteurs résidentiel et tertiaire. D'autres rejets importants sont dus au transport automobile (surtout diesel) et à l'industrie (raffineries, dépôts d'hydrocarbures, cokerie et métallurgie, traitement des déchets, industrie du caoutchouc, chimie, etc.).

      La présence dans les eaux est en grande partie provoquée par les mêmes sources, par le biais du ruissellement d'eaux en provenance de zones urbaines ou industrielles ou par celui de dépôts atmosphériques. D'autres sources de présence dans les eaux sont les rejets industriels directement dans les eaux, les huiles usagées, l'industrie du pétrole et ses à côtés (fonctionnement normal de l'industrie mais également marée noire et dégazages) et le traitement du bois à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (créosote).

      Ces sources nombreuses et variées sont à l'origine d'une présence assez importante de HAP dans l'environnement, à la fois dans les eaux (surtout dans les sédiments et les matières en suspension) et dans les sols.

      Pollutions historiques et accidentelles

      La base de données BASOL du Ministère chargé de l'Environnement recense 1 460 sites pollués qui sont actuellement en cours d'évaluation ou de travaux de réhabilitation (c'est à dire des sites dont la pollution est avérée et a entraîné l'engagement d'actions de la part des responsables). Sur ces sites, 185, soit 13 %, sont pollués notamment à cause de la présence de HAP dans les eaux superficielles et/ou souterraines. À ces sites s'en ajoutent 19 qui sont toujours en activité et qui doivent faire l'objet d'un diagnostic.

      Tableau 13. Sites pollués, eaux superficielles et/ou souterraines polluées par les HAP (Source : BASOL16)

      Tableau 13 Sites pollués, eaux superficielles et/ou souterraines polluées par les HAP

      Les pollutions sont majoritairement causées par des activités liées aux hydrocarbures, traitement ou dépôts (presque 40 %), et aux métaux (20 %).

      [16] Consultation de la base de données le 11 juin 2004.

      Présence environnementale

      Atmosphère

      FTE 2005 Importer

      De 2001 à 2003, un programme pilote national de surveillance des HAP a été réalisé en France. Les principales conclusions en ont été les suivantes : (INERIS, 2004) :

      [16] Consultation de la base de données le 11 juin 2004.

      • La valeur cible préconisée par la directive fille pour le B(a)P (1 ng.m-3) n'est dépassée que très légèrement et sur un nombre très limité de sites.
      • L'étude des concentrations obtenues pour les HAP totaux montre des valeurs de l'ordre de 80 ng.m-3 l'hiver et de 25 ng.m-3 durant l'été.
      • Les résultats semblent montrer, que pour les sites choisis dans ce programme pilote, et pour toutes les saisons confondues, les plus fortes concentrations des HAP totaux sont observées pour les sites trafic suivies des sites urbains, et que les plus faibles concentrations sont obtenues pour les sites industriels.

      Aquatique

      FTE 2005 Importer

      La présence de HAP dans les eaux de surface provient notamment du dépôt de particules en suspension dans l'atmosphère, des rejets de lixiviation des aires de stockage de charbon, des effluents des usines de traitement du bois et autres industries, de l'utilisation de composts et de fertilisants. (INERIS 2003)

      Dans l'eau, les HAP sont généralement présents à l'état de 'traces', c'est à dire à des niveaux de concentration allant du ng.l 1 à quelques dizaines de cg.l 1 [Palayer et al., 1997].

      Le caractère lipophile des HAP se traduit par une tendance à se fixer sur les fractions organiques des matières en suspension (MES) et sédiments. Cela explique que la présence des HAP est très marquée sur les MES alors qu'elle n'est pas visible dans la phase aqueuse. [Remillon, 2003]

      Bassin Adour-Garonne

      L'agence de l'eau Adour Garonne a publié en 1997 un rapport de synthèse des campagnes de mesure effectuées entre 1992 et 1996 [Agence de l'eau Adour Garonne, 1997]. Plusieurs stations sont contaminées, tant pour les sédiments que pour les matières en suspension (sur la Charente, sur la Dordogne, sur le Lot et sur la Garonne à l'aval de sa confluence avec le Lot). Sur ces stations, la contamination est durable avec un risque probable d'effets écotoxiques (valeurs supérieures à 9 cg/kg de poids sec dans les sédiments).

      La station la plus contaminée, pour les sédiments comme pour les MES est sur le Lot : on y a mesuré dans les sédiments des valeurs supérieures à 1 000 cg/kg de poids sec en 1996 pour cinq HAP sur six recherchés, dont le benzo(a)pyrène. L'origine des HAP sur le Lot pourrait être liée à des apports anciens dus à l'activité passée de la fonderie de Fumel (eau de lavage des gaz de fumée). Les HAP peuvent avoir été stockés dans les sédiments du Lot et constituer une pollution rémanente malgré l'arrêt de l'activité industrielle.

      Les fortes teneurs mesurées sur la Charente à l'aval d'Angoulême pourraient être liées aux activités industrielles très présentes dans cette agglomération.

      Loire-Bretagne

      Dans le bassin Loire Bretagne, les concentrations en micropolluants organiques autres que les pesticides sont souvent associées aux agglomérations et à des sources de contamination multiples comme certaines industries ou des activités de combustion et d'incinération : c'est le cas du benzo(a)pyrène dans l'Indre, le Loir et la Mayenne [RNDE, 1999].

      Rhin-Meuse

      Dans le bassin Rhin Meuse, les fortes contaminations en micropolluants organiques sont liées pour l'essentiel aux HAP et aux PCB. Ces substances sont détectées de manière quasi systématique dans les matières en suspension, confirmant le caractère ubiquitaire de ces polluants. Les fortes contaminations en HAP observées correspondent aux principaux apports connus, ponctuels (certaines activités industrielles) ou semi diffus (zones urbanisées) [RNDE, 1999].

      Dans le bassin Rhin Meuse, pour la concentration en fluoranthène dans les matières en suspension, des dépassements significatifs du seuil retenu ont été mesurés, en particulier dans le bassin houiller [Remillon, 2003].

      Pour les HAP en général, dans la phase aqueuse les valeurs sont généralement inférieures au seuil de détection. En revanche une forte présence des HAP a été constatée dans les matières en suspension [Remillon, 2003].

      D'après Rémillon (2003), la famille des HAP est fortement produite dans le bassin, ce qui a plusieurs raisons :

      • la présence d'industries chimique, pétrochimique et sidérurgique est à l'origine d'émissions significatives ;
      • la forte pression du trafic automobile provoque des émissions atmosphériques qui se déposent ensuite sur les sols et les surfaces en eau. [Remillon, 2003]
      Rhône-Méditerranée-Corse

      D'après l'agence de l'eau Rhône Méditerranée Corse, les HAP sont la principale source de déclassement des cours d'eau sur le bassin.

      Seine-Normandie

      Les HAP sont omniprésents sur l'ensemble du bassin Seine Normandie notamment aux environs des grandes agglomérations urbaines, par exemple la région parisienne, l'Eure à l'aval de Chartres, le Loing à Montargis, la Vesle à l'aval de Reims ou encore les secteurs de Saint Lô et Caen [RNDE, 1999]. Les analyses effectuées, entre 1991 et 1995, sur des sédiments du bassin ont permis d'observer des fréquences de détection variant pour les six HAP de la norme AFNOR de 33 % à 87 % [Palayer et al., 1997].

      Des mesures, effectuées en 1996 sur les boues de 15 stations d'épuration du bassin Seine Normandie (AESN, lab. Rouen 1996), ont permis de détecter (dans 100 % des cas) la présence des six HAP de la norme AFNOR. [Palayer et al., 1997]

      La contamination de l'estuaire et de la baie de Seine par les HAP a été mise en évidence dans les compartiments dissous et particulaire, à des niveaux de concentrations élevés qui dépassent les critères d'évaluation écotoxicologiques fixés par OSPAR, et qui placent l'estuaire de la Seine parmi les sites les plus contaminés en Europe. Les zones urbaines, industrielles et portuaires de l'estuaire de l'estuaire amont sont à l'origine d'apports internes au système estuarien. Les empreintes caractéristiques des résidus de diesel, et celles classiques de processus de combustion à hautes températures ont été clairement identifiées [Tronczynski J. et al., 1999]

      Terrestre

      FTE 2005 Importer

      Synthèse

      FTE 2005 Importer

      La multiplicité des sources fait que les HAP sont présents dans l'air, dans l'eau et dans les sols.

      Perspectives de réduction

      Réduction des rejets

      FTE 2005 Importer

      L'objectif de rejets anthropiques17 nuls semble extrêmement difficile à atteindre, au moins à court terme, notamment à cause de l'omniprésence et de l'importance des rejets. Les rejets atmosphériques liés au transport automobile ou au chauffage urbain semblent ainsi particulièrement difficiles à réduire significativement.

      Une étude menée dans la région du Rhin en France a toutefois montré que le contrôle des polluants organiques des sources ponctuelles a été efficace pour réduire les niveaux de concentration : entre 1985 et 1996, la pollution en HAP et en polychlorobiphényles (PCB) a diminué de plus de 90 % [Thornthon et al., 2001].

      [17] L'objectif de rejets totaux nuls semble impossible, à cause de rejets naturels : feux de forêts et de végétation, diagenèse de la matière organique dans les sédiments.

      Réduction des émissions liées à l'utilisation de créosote

      FTE 2005 Importer

      L'OSPAR (2001b) propose un certain nombre de mesures pour empêcher les émissions de HAP du bois traité à la créosote:

      • restrictions imposées à l'utilisation du bois traité à la créosote, remplacement du bois traité à la créosote par d'autres matériaux, etc. ;
      • interdiction du bois traité à la créosote dans les constructions en contact avec des eaux de surface et avec des eaux phréatiques ;
      • utilisation de mélanges modifiés à la créosote ;
      • contrôle de la qualité (par exemple, tests de lessivage) des matériaux traités à la créosote ;
      • manutention des matériaux traités à la créosote et des déchets correspondants dans les conditions voulues (stockage dans des lieux secs, etc).

      Remplacer le bois traditionnellement traité à la créosote par du bois traité avec des mélanges modérés contribuera à réduire les émissions de HAP mais le remplacement par du bois traité avec un mélange protecteur au Cu Cr As n'est peut être pas nécessairement bénéfique du point de vue de l'environnement.

      L'enregistrement des volumes annuels de créosote achetés aux fins de la préservation du bois, ou l'enregistrement des volumes annuels des ventes de bois traité à la créosote pourrait peut être être utile à la surveillance de l'efficacité des mesures de réduction des émissions de HAP. [OSPAR, 2001b]

      Pour les déchets de bois traités à la créosote, le moyen le plus efficace de s'en débarrasser est sans doute la pyrolyse.

      Un traitement associant une molécule de substitution d'origine végétale (anhydride succinique d'alkénoate de méthyle) et un traitement en autoclave est efficace pour des bois n'étant pas en contact avec le sol. Par contre, des recherches (projet en cours cofinancé par l'UE) sur le procédé sont encore nécessaires pour qu'il soit éventuellement efficace sur les bois en contact avec le sol (poteaux, traverses,…) (www.surfasam.com)

      Goudron

      FTE 2005 Importer

      Il existe des substituts au goudron pour fabriquer des enrobés bitumineux routiers. En Suisse ou aux Pays Bas notamment, l'usage du goudron n'a plus cours [Brazillet, 2001].

      Pollution automobile

      FTE 2005 Importer

      La lutte contre les émissions de HAP par les véhicules automobiles est très liée à la réduction des émissions de polluants atmosphériques de ce secteur plus généralement (NOx, COV, SO2, CO, PM). Les mesures envisageables sont donc les mêmes que pour d'autres politiques visant les émissions du transport routier. Il peut s'agir de réduction des émissions unitaires des véhicules (carburants alternatifs, promotion des véhicules répondant à des normes Euro plus sévères, amélioration de l'efficacité énergétique, réduction du poids des véhicules) ou de mesures de réduction du nombre de véhicules.kilomètres (incitation au transfert modal, taxation de l'usage de la route, etc.). Ces mesures sont déjà étudiées dans d'autres cadres : mise en place de la directive Plafonds nationaux d'émission, Plans de déplacements urbains (PDU), Plans régionaux de la qualité de l'air (PRQA), Plan national santé environnement (PNSE), etc.

      Chauffage domestique

      FTE 2005 Importer

      Pour réduire les émissions de HAP provenant de la combustion domestique, il est possible de modifier quatre éléments [voir notamment OSPAR, 2001c] :

      • Les appareils de combustion.
        • La taille (rendement nominal) des appareils de combustion doit impérativement correspondre à l'essentiel des besoins de production d'énergie, quoique les petits appareils de chauffage ménagers brûlant du combustible minéral conservent leur efficacité sur un large éventail de rendements.
        • Remplacement des vieux appareils de combustion par des appareils neufs à la combustion plus efficace.
        • Installation de réservoirs accumulateurs aux vieilles chaudières de manière à augmenter le rendement de la combustion.
        • Remplacement des appareils brûlant du bois ou du charbon par des appareils fonctionnant au mazout ou au gaz ou par d'autres dispositifs de production d'énergie, tels que des capteurs solaires.
      • Le combustible.
        • Utilisation de combustible propre et sec (pas de brûlage de bois traité ou d'ordures ménagères). Du bois humide ou contenant des moisissures requiert plus d'énergie : la combustion perd environ 1 % en efficacité (à cause de l'énergie perdue à cause de l'évaporation) pour chaque 10 % de moisissure contenue dans le bois (Holland et al., 2001).
        • Utilisation d'un combustible d'une qualité et d'une taille homogène.
        • Changement de combustible, passage au fioul, au gaz, etc.
      • Le fonctionnement et l'entretien de la combustion des appareils.
        • Allumage rapide de l'appareil.
        • Chargement fréquent en combustible pour maintenir le rendement à son maximum.
        • Éviter de charger insuffisamment et de trop charger.
        • Aspiration de l'air réglé pour obtenir des conditions optimales à la combustion.
        • Nettoyage régulier de la cendre pour améliorer le flux d'air.
        • Éteindre le feu au lieu de le laisser mourir.
        • Ramonage régulier des cheminées et entretien/nettoyage régulier de l'appareil.
        • Dépôt en lieu sûr de la suie et de la cendre volante.
      • Meilleure isolation thermique des locaux à chauffer.

      Il est possible de réduire de 45  % les émissions de HAP en utilisant un poêle optimisé par rapport à un poêle ordinaire. Cette optimisation peut jouer sur l'isolation thermique pour permettre au poêle d'atteindre rapidement sa température optimale de fonctionnement, sur les quantités d'air en jeu, etc. [Holland et al., 2001]

      Des techniques plus avancées permettent de réduire encore davantage les émissions de HAP : certaines installations de combustion de bois gèrent automatiquement l'arrivée de combustibles, sous la forme de granules de bois. Ces technologies risquent toutefois de pénétrer le marché lentement, si elles le pénètrent [Holland et al., 2001].

      Administrativement les mesures envisageables sont les suivantes :

      • Information et sensibilisation des populations (bonnes pratiques).
      • Incitations fiscales ou autres à la mise en place d'installations plus performantes (subventions aux appareils de chauffage certifiés, accord négocié avec les fabricants ou les importateurs, etc.).
      • Interdiction de la combustion domestique, tout particulièrement dans les zones fortement polluées et peuplées (par exemple création de zones de contrôle des fumées, dans lesquelles seuls des combustibles et des appareils n'émettant pas de fumée, conformes à certaines normes, peuvent être utilisés).

      Le monoxyde de carbone (CO) est un indicateur de l'efficacité de la combustion et est aussi un paramètre des processus de combustion. Les réglementations nationales du Danemark, de l'Allemagne, de la Norvège et de la Suède comportent des dispositions différentes, interdisant le brûlage de certains matériaux ou indiquant des plafonds d'émission de CO, de particules ou de carbone organique à l'état gazeux en fonction de diverses unités, par exemple de combustible consommé ou de gaz émis.

      La pénétration des nouveaux poêles en 2010 devraient atteindre 20 et 60 % dans l'Europe des 21 [Holland et al., 2001].

      Limitation des rejets industriels

      FTE 2005 Importer

      Techniques de traitement dans les effluents aqueux industriels (et urbains)

      Un traitement épuratoire des rejets aqueux met généralement en jeu trois processus majeurs d'élimination des polluants organiques, dont les HAP (Marchand, 1989) :

      • l'élimination par adsorption sur les matières en suspension (MES) au stade de la décantation primaire et sur les boues activées ;
      • l'élimination par entraînement gazeux durant l'aération prolongée du traitement biologique secondaire ;
      • l'élimination par dégradation bactérienne durant le traitement biologique secondaire.

      Compte tenu du fait qu'en milieu aqueux les HAP présentent une très forte affinité pour les MES, il est possible de calquer leur taux d'abattement sur celui des MES.

      Pour les MES, la simple décantation primaire permet un taux d'abattement moyen d'environ 50 %. Les rendements d'épuration les plus importants (98  %) sont observés dans les stations pratiquant un traitement biologique secondaire.

      D'après le Royal Haskoning (2003b), les meilleures techniques disponibles pour éliminer les HAP des eaux usées sont les suivantes :

      • séparation de l'huile et de l'eau avec un cyclone, de la micro filtration ou un séparateur API (American Petroleum Institute), lorsque l'on peut s'attendre à de grandes quantités de pétrole libre ou d'hydrocarbures ; sinon on peut utiliser comme alternative l'intercepteur à plaques parallèles et l'intercepteur à plaque ondulée ;
      • micro filtration, media filtration granulaire ou flottaison des gaz ;
      • traitement biologique.

      Pour le traitement de l'eau destinée à la consommation humaine, les techniques de clarification sont efficaces mais pas toujours suffisantes. Les HAP résiduels sont alors éliminés par les procédés suivants :

      • l'ozonation (conditions habituelles d'utilisation : de 1 à 4 mg.l-1 pour un temps de contact allant de 4 à 10 mn) :
      • l'adsorption sur charbon actif en poudre (CAP) ou en grain (CAG) ;
      • les procédés d'oxydation avancée. [Agence de l'eau Loire Bretagne, 1996 ; in Palayer et al., 1997]
      Production de coke

      Le BREF concernant la production sidérurgique (2001) décrit les MTD pour éliminer les HAP des eaux usées.

      Un traitement biologique des eaux résiduaires avec nitrification/dénitrification intégrées permet notamment d'obtenir des rejets de HAP (6 Borneff) inférieurs à 0,05 mg.l-1 (concentration basée sur un débit spécifique d'eaux résiduaires de 0,4 m3/t de coke).

      Lorsque les eaux rejetées contiennent du goudron, cela peut poser des problèmes au niveau du traitement biologique des eaux usées. En particulier la présence de HAP dans le goudron peut poser problème dans la mesure où les HAP peuvent avoir un effet toxique sur les micro organismes dans la boue activée et sont relativement difficiles à dégrader. Il est donc conseillé de retirer le goudron des eaux usées avant le traitement biologique de l'eau. Il peut être retiré grâce à l'ajout de produits chimiques coagulants puis par la séparation des précipités au moyen d'une des techniques suivantes :

      • sédimentation gravitationnelle suivie d'une filtration ;
      • centrifugation des eaux de charbon suivie par une filtration ;
      • flottaison suivie par une filtration.

      Un tel traitement permet de retirer l'essentiel du goudron des eaux usées. [BREF sidérurgie, 2001]

      Un autre moyen de retirer le goudron est d'utiliser un filtre tambour rotatif sous vide recouvert de poudre de bois. Ce système permet de diminuer la concentration en HAP avant le traitement biologique. Cependant le filtre à poudre de bois a été remplacé en 1998 par une filtration dans le sable qui atteint le même taux d'élimination des HAP. [BREF sidérurgie, 2001]

      D'après Holland (2001), même en appliquant les MTD, les cokeries continueraient à émettre des quantités significatives de benzo(a)pyrène. On ne connaît malheureusement pas de techniques plus performantes que les MTD pour limiter les émissions de HAP des cokeries.

      Les autres solutions théoriquement envisageables sont :

      • de délocaliser la production de coke (dans des zones faiblement peuplées) [c'est surtout valable pour éviter trop de rejets atmosphériques près des habitations, éviter des points chauds ; pour les rejets dans l'eau c'est sans doute moins pertinent] ;
      • d'interdire la production de coke et d'en importer [Holland et al., 2001], ce qui n'est pas une solution réellement acceptable d'un point de vue économique.
      • Bref, il ne semble actuellement pas exister de solution simple au problème de la pollution en HAP par les cokeries.
      Éléments de coûts pour certains moyens de réduction des émissions

      Combustion domestique

      D'après l'expérience du TNO MEP, le coût supplémentaire dû à l'optimisation d'un poêle est de l'ordre de 10 à 15 %. En considérant un coût de production moyen de 500 €, cela représente un coût supplémentaire de 70 € par poêle. Cela n'entraîne a priori pas d'augmentation des coûts de maintenance ou des consommations d'énergie [Holland et al., 2001].

      Remplacer les cheminées ouvertes par des poêles coûte environ 500 € par poêle [Holland et al., 2001].

      Pollution automobile

      Les émissions unitaires de polluants atmosphériques du transport routier ont été beaucoup réduites depuis plusieurs décennies. Les réduire davantage, notamment celles de HAP, atteint des coûts à la quantité de polluant non émis très élevés. Il est de ce fait nécessaire d'étudier les politiques de réduction supplémentaires dans un cadre multi polluants, mêlant de préférence pollution atmosphérique et effet de serre [Brignon et al., 2002].

      Alternatives aux usages

      Produits de substitution pour les pneumatiques

      FTE 2005 Importer

      L'industrie pétrolière et celle du caoutchouc cherchent des substituts aux HAP dans les pneumatiques. D'après les compagnies pétrolières, il existe principalement deux huiles alternatives possibles : les MES (Mild Extract Solvate) et les TDAE (Treated Distillate Aromatic Extracts). Il n'est pas encore certain qu'ils puissent servir de substituts complets : d'une part la question de leur disponibilité se pose ; d'autre part il n'est pas certain qu'ils permettent d'atteindre les mêmes qualités en termes d'adhérence au sol.

      Les membres de l'Association européenne de l'industrie du caoutchouc (BLIC) font des essais depuis 1996 avec des huiles sans HAP. Ils utilisent maintenant des huiles sans HAP pour plusieurs segments de marché (principalement les pneus de camion et les pneus neige pour voitures).

      Les producteurs européens de pneus ont annoncé publiquement en juin 2003 qu'ils adoptaient une approche dictée par le principe de précaution. Ils se sont engagés à éliminer l'utilisation d'huiles de dilution riches en HAP. Cette substitution est complexe et ne sera pas achevée avant décembre 2009. [BLIC, 2004]

      Conclusion

      FTE 2005 Importer

      Les hydrocarbures aromatiques polycycliques, ou HAP, sont synthétisés lors de la formation des énergies fossiles (pétrole, charbon) ou bien lors de la combustion incomplète de matières organiques (chauffage au fuel, feux de forêts, etc.). Ils sont donc rejetés dans l'environnement soit à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (goudron, coke, créosotes utilisées pour la préservation du bois, dérivés du pétrole, etc.), soit suite à des combustions incomplètes.

      Les rejets atmosphériques en France sont essentiellement dus à la combustion de bois et de charbon dans les secteurs résidentiel et tertiaire. D'autres rejets importants sont dus au transport automobile (surtout diesel) et à l'industrie (raffineries, dépôts d'hydrocarbures, cokerie et métallurgie, traitement des déchets, industrie du caoutchouc, chimie, etc.).

      La présence dans les eaux est en grande partie provoquée par les mêmes sources, par le biais du ruissellement d'eaux en provenance de zones urbaines ou industrielles ou par celui de dépôts atmosphériques. D'autres sources de présence dans les eaux sont les rejets industriels directement dans les eaux, l'épandage de boues de stations d'épuration, les huiles usagées, l'industrie du pétrole et ses à côtés (fonctionnement normal de l'industrie mais également marée noire et dégazages) et le traitement du bois à partir de produits dérivés de combustibles fossiles (créosote).

      Ces sources nombreuses et variées sont à l'origine d'une présence assez importante de HAP dans l'environnement, à la fois dans les eaux (surtout dans les sédiments et les matières en suspension) et dans les sols.

      L'objectif de rejets anthropiques nuls semble extrêmement difficile à atteindre, au moins à court terme, notamment à cause de l'omniprésence et de l'importance des rejets. Les rejets atmosphériques liés au transport automobile ou au chauffage urbain semblent ainsi particulièrement difficiles à réduire. En outre les cokeries, même si elles appliquaient les meilleures techniques disponibles actuelles, resteraient significativement émettrices de HAP.

      Documents

      PDF
      207-08-9 -- benzo[k]fluoranthène -- Choix VTR
      Publié le 05/02/2020
      PDF
      207-08-9 -- benzo[k]fluoranthène -- FDTE
      Publié le 07/02/2005
      PDF
      207-08-9 -- benzo[k]fluoranthène -- FTE
      Publié le 12/06/2006