Identification

Numero CAS

541-73-1

Nom scientifique (FR)

1,3-Dichlorobenzène

Nom scientifique (EN)

1,3-dichlorobenzene

Autres dénominations scientifiques (FR)

m-Dichlorobenzène; Dichloro-1,3-propene; Dichloropropène

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

1,3-dichlorobenzene ; m-phenylene dichloride ; benzene, 1,3-dichloro- ; benzene, m-dichloro- ; m-dichlorobenzol ; m-phenylenedichloride ; meta-dichlorobenzene ; dichloro-1,3 propene-1 (melange d'isomeres) ; 1,3-dichloropropylène ; 1,3-dichloropropene (mixed isomers) ; 3-chloroallyl chloride ; 1,3-dichloro-1-propene ; 1,3-dichloro-1-propylene ; 1,3-dichloro-2-propene ; 1,3-dichloropropene (mixed) ; 1,3-dichloropropene, e-z- ; 1,3-dichloropropene-1 ; 1-propene, 1,3-dichloro- ; 3-chloropropenyl chloride ; alpha,gamma-dichloropropylene ; alpha-chloroallyl chloride ; gamma-chloroallyl chloride

Code EC

208-792-1

Code SANDRE

1164

Numéro CIPAC

-

Formule chimique brute

\(\ce{ C6H4Cl2 }\)

Code InChlKey

ZPQOPVIELGIULI-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

c(cccc1Cl)(c1)Cl

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 H302
Mention du danger - Texte Nocif en cas d'ingestion
Classe(s) de dangers Toxicité aiguë
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Généralités

Poids moléculaire

147.01 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 111 mg.L-1
à 20°C
INERIS (2009) p.16
Hydrosolubilité 125 mg.L-1
à 25°C
INERIS (2009) p.16
Densité 1.29 - INERIS (2009) p.16
Pression de vapeur 188 Pa
à 20°C
INERIS (2009) p.16
Pression de vapeur 286.6 Pa
à 25°C
INERIS (2009) p.16
Point de fusion -24.67 °C INERIS (2009) p.16
Constante de Henry 266.4 Pa.m3.mol-1
à 25°C
INERIS (2009) p.16
Constante de Henry 286.7 Pa.m3.mol-1
à 25°C
INERIS (2009) p.16
Constante de Henry 310 Pa.m3.mol-1
à 25°C
INERIS (2009) p.16
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 3.53 - INERIS (2009) p.16
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 3.53 - Expérimentation US EPA (2011)
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Bibliographie

Matrices

Milieu eau douce

VGE/NQE Importer

Volatilisation :

Compte-tenu de ses propriétés physico-chimiques (solubilité de 111 mg.L-1 et constante de Henry de 310 Pa.m3.mol-1), le 1,3-dichlorobenzène est considéré soluble et très volatile.

Milieu sédiment eau douce

VGE/NQE Importer

Adsorption :

La valeur de Log Koc du 1,3-dichlorobenzène varie de

  • 3.5à 4.7. Cette substance va donc s'adsorber sur les sédiments et les particules en suspension dans l'eau.

Milieu terrestre

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 375.3 L.kg-1 Calcul US EPA (2011)
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Persistance

Biodégradabilité

VGE/NQE Importer

Biodégradabilité :

Deux essais de biodégradabilité facile ont montré que le 1,3-dichlorobenzène n'est pas facilement biodégradable :

  • < 10 % après 24 jours (méthode OCDE 301F)
  • 0 % après 28 jours (méthode OCDE 301C)
(Hoechst AG, 1983; MITI, 1992)
Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Biodégradabilité non facilement biodégradable -
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Dégradabilité abiotique

VGE/NQE Importer

Hydrolyse :

Le 1,3-dichlorobenzène ne subit probablement aucune hydrolyse en raison de l'absence de groupes fonctionnels hydrolysables. (Lyman et al., 1990)

Photolyse :

Pas d'information disponible.

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

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 214.4865185 - Expérimentation US EPA (2011)
Bioaccumulation BCF 229 -
Cyprinus carpio - poisson - valeur mesurée maximale pour une concentration de 0,1 mg/l - 8 semaines
INERIS (2009) p.16
Bioaccumulation BCF 370 -
Cyprinus carpio - poisson - valeur mesurée maximale pour une concentration de 0,01 mg/l - 8 semaines
INERIS (2009) p.16
Bioaccumulation BCF 66 -
Lepomis macrochirus : BCF = 66 (14 j), dose 107 ?g/L
INERIS (2009) p.16
Bioaccumulation BCF 740 -
Salmo gairdneri - poisson - valeur maximale mesurée - 119 jours
INERIS (2009) p.16
Bioaccumulation BCF 90 -
Lepomis macrochirus - valeur maximale mesurée - 28 jours
INERIS (2009) p.16
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Conclusion sur la bioaccumulation

VGE/NQE Importer

Bioaccumulation :

Résultats d'essais de bioaccumulation disponibles : Lepomis macrochirus : BCF = 66 (14 j), dose 107 µg.L-1 Lepomis macrochirus : BCF = 90 (28 j) Cyprinus carpio : BCF = 58 – 370 (8 sem.), dose 10 µg.L-1 Salmo gairdneri : BCF = 420 – 740 (119 j) Ces résultats suggèrent un potentiel de

bioconcentration modéré du 1,3-dichlorobenzène.

Un BCF de 740 est utilisé dans la détermination des normes de qualité. (Veith et al., 1980 Barrows et al., 1980 MITI, 1992 Oliver et Niimi, 1983)

Bibliographie

Introduction

Toxicocinétique

Equivalents biosurveillance

Toxicité aiguë

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Effets cancérigènes

Effets génotoxiques

Effets sur la reproduction

Effets sur le développement

Autres Effets

Valeurs accidentelles

Valeurs seuils de toxicité aigüe françaises

Autres seuils accidentels

Valeurs réglementaires

Valeurs guides

Valeurs de référence

Introduction

VGE/NQE Importer

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

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

Toutes les données présentées ont été validées.

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

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

(1) Limite de confiance inférieure à 10% de la dose de référence ; (2) Cette VTR a été déterminée par l'ATSDR.

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

Autres valeurs des organismes reconnus

Introduction

VGE/NQE Importer

Evaluations existantes :

-

Effets endocriniens :

Le 1,3-dichlorobenzène n'est pas cité dans la stratégie communautaire concernant les perturbateurs endocriniens E.C., 2004 ni dans le rapport d'étude de la DG ENV sur la mise à jour de la liste prioritaire des perturbateurs endocriniens à faible tonnage (Petersen et al., 2007).

Critères PBT / POP :

La substance ne remplit pas les critères PBT/vPvB1 (C.E., 2006) ou POP2 (PNUE, 2001).

Normes de qualité existantes :

Canada : Critère de qualité pour les organismes aquatiques, eau douce = 150 µg.L-1 (ETOX, 20073)

Allemagne : Norme de qualité pour les eaux prélevées destinées à la consommation = 10 µg.L-1 (ETOX, 20073)

Etats-Unis : Critère de qualité pour la consommation d'eau et de poisson = 400 µg.L-1 (ETOX, 20073)

Etats-Unis : Critère de qualité pour la consommation de poisson et la protection de la santé = 2600 µg.L-1 (ETOX, 2007) 3

Substance(s) associée(s) :

-

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

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

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

Dangers

Description

VGE/NQE Importer

Dans les tableaux ci-dessous, ne sont reportés pour chaque taxon uniquement les résultats des tests d'écotoxicité montrant la plus forte sensibilité à la substance. Toutes les données présentées ont fait l'objet d'une validation par l'INERIS.

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

(1) Limite de confiance inférieure à 10% de la dose de référence.

Valeurs de danger

Synthèse

Biote

VGE/NQE Importer

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

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

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

Pour calculer la norme de qualité liée à l'empoisonnement secondaire des prédateurs (i.e. calcul d'une PNECsecpois), il est nécessaire de connaître la concentration de substance dans le biote n'induisant pas d'effets observés pour les prédateurs (exprimée sous forme de NOEC). Il est possible de déduire une NOEC à partir d'une NOAEL grâce à des facteurs de conversion empiriques variables selon les espèces testées. Les facteurs utilisés ici sont ceux recommandés par le guide technique européen (Tableau 22, page 129, E.C., 2003) et le projet de guide technique européen pour la détermination de normes de qualité (E.C., 2009). Les valeurs de ces facteurs de conversion dépendent de la masse corporelle des animaux et de leur consommation journalière de nourriture. Celles-ci peuvent donc varier d'une façon importante selon le niveau d'activité et le métabolisme de l'animal, la valeur nutritive de sa nourriture, etc. En particulier elles peuvent être très différentes entre un animal élevé en laboratoire et un animal sauvage.

Afin de couvrir ces sources de variabilité, mais aussi pour tenir compte des autres sources de variabilité ou d'incertitude (variabilité inter et intra-espèces, extrapolation du court terme au long terme, etc.) des facteurs d'extrapolation sont nécessaires pour le calcul de la QSbiota sec pois. Les valeurs recommandées pour ces facteurs d'extrapolation sont données dans le guide technique européen (tableau 23, page 130, E.C., 2003). Un facteur d'extrapolation supplémentaire (AFdose-réponse) est utilisé dans le cas où la toxicité a été établie à partir d'une LOAEL plutôt que d'une NOAEL.

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

Valeurs écotoxicologiques

Introduction

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

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

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

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

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

Valeurs guides

Description

VGE/NQE Importer

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

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

Moyenne annuelle (AA-QSwater_eco) :

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

Il existe des résultats d'essais chroniques valides pour deux niveaux trophiques mais on ne dispose pas d'essais validés sur algues en exposition chronique. La NOEC la plus faible est de 0.3 mg.L-1 pour les daphnies. Ainsi, conformément à la Table 16, remarque (c), du TGD (E.C., 2003), la norme de qualité peut être calculée en appliquant un facteur 50 sur cette NOEC.

On a donc AA-QSwater_eco = 0.3/50 = 0.006 mg.L-1 soit :

Concentration Maximum Acceptable (MAC)

La concentration maximale acceptable est calculée afin de protéger les organismes de la colonne d'eau de possibles effets de pics de concentrations de courtes durées. Pour la détermination de la MAC, le document guide pour l'évaluation des effets des substances avec des rejets intermittents est utilisée (ECHA, 2008, E.C., 2009)

On dispose de données aiguës sur les trois niveaux trophiques (algues, invertébrés, poissons), la plus faible étant celle sur Daphnia magna, EC50 (48 h) = 1.2 mg.L-1. Un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MAC, soit :

MAC = 1.2/100 = 0.012 mg.L-1, soit 12 µg.L-1

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

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

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

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

Ce modèle suppose que: 

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

NB : La pollution actuelle peut être suivie dans les matières en suspension et les couches superficielles du sédiment. Les couches profondes intègrent la contamination historique sur des dizaines voire des centaines d'années et ne sont pas jugées pertinentes pour caractériser la pollution actuelle. Les paramètres par défaut préconisés par Lepper (2002) et le guide technique européen (E.C., 2003) ont été choisis empiriquement pour caractériser les matières en suspension et les couches superficielles. Matières en suspension et couches superficielles contiennent relativement plus d'eau et de matière organique que les couches profondes du sédiment.

Une valeur guide de qualité pour le sédiment peut être alors calculée selon l'équation suivante (adaptation de l'équation 70 page 113 du guide technique européen, E.C., 2003) :

Avec :

RHOsup : masse volumique de la matière en suspension en [Kgsed.m-3sed]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 18 page 44, E.C., 2003) est utilisée : 1150 kg.m-3 .

Kpsusp-eau : coefficient de partage matière en suspension/eau en m 3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 24 page 47, E.C., 2003) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0.9 + 0.025 * Koc soit Kpsusp-eau = 79.95 – 1253.8 m 3/m3 .

Ainsi, on obtient :

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

Avec :

Fsolidesusp : fraction volumique en solide dans les matières en suspension en [m3solide/m3susp]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 0.1 m 3/m3 .

RHOsolide : masse volumique de la partie sèche en [kgsolide/m3solide]. En l'absence d'une valeur exacte, la valeur générique proposée par Lepper (2002) et le guide technique européen (tableau 5 page 43, E.C., 2003) est utilisée : 2500 kg.m-3 .

Pour le 1,3-dichlorobenzène, la concentration correspondante en poids sec est :

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

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

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

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

Pour le 1,3-dichlorobenzène, un facteur de 90 est appliqué car la durée du test retenu (BMDL10 à 2.1 mg/kgcorporel/j sur le rat, soit une NOEC de 42 mg.kg-1biota) est de 90 jours et n'est donc pas considérée comme chronique. On obtient donc :

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

Avec :
BCF: facteur de bioconcentration, 

BMF : facteur de biomagnification.

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

La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le biote et la concentration dans l'eau) et du facteur de biomagnification (BMF, ratio entre la concentration dans l'organisme du prédateur en bout de chaîne alimentaire, et la concentration dans l'organisme de la proie au début de la chaîne alimentaire). Les valeurs de BCF peuvent être couramment trouvées dans la littérature. En l'absence de valeurs mesurées pour le BMF, celles-ci peuvent être estimées à partir du BCF selon le tableau 29, page 160, du guide technique européen (E.C., 2003).

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

Pour le 1,3-dichlorobenzène, un BCF 740 de (sur Salmo gairdneri, Oliver et Niimi, 1983) et un BMF de 1 (cf. E.C., 2003) ont été retenus. On a donc:

La norme de qualité pour la santé humaine est calculée de la façon suivante (Lepper, 2005) :

Ce calcul tient compte de :

  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) : la VTR donnée ne tient compte en effet que d'une exposition par voie orale, et pour la consommation de produits de la pêche uniquement. Mais la contamination peut aussi se faire par la consommation d'autres sources de nourriture, par la consommation d'eau, et d'autres voies d'exposition sont possibles (inhalation ou contact cutané).

Le facteur correctif de 10% (soit 0.1) permet de rendre l'objectif de qualité plus sévère d'un facteur 10 afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles,

  • la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.02 mg/kgcorporel/j (Cf. tableau ci-dessus),
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 6 pour tenir compte de la courte durée de l'essai à partir duquel la VTR a été déterminée,
  • Cons. Journ. Moy. : une consommation moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour,

Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il peut être inadapté pour couvrir les risques pour les individus plus sensibles ou plus vulnérables (masse corporelle plus faible, forte consommation de produits de la pêche, voies d'exposition individuelles particulières). Le facteur correctif de 10% n'est donné que par défaut, mais la contribution des différentes voies d'exposition varie selon les propriétés de la substance (et en particulier sa distribution entre les différents compartiments de l'environnement), ainsi que selon les populations considérées (travailleurs exposés, exposition pour les consommateurs/utilisateurs, exposition via l'environnement uniquement).

Pour le 1,3-dichlorobenzène, le calcul aboutit à :

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

Pour le 1,3-dichlorobenzène, on obtient donc: 

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

Ce calcul tient compte de: 

  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles,
  • la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.02 mg/kgcorporel/j (Cf. tableau ci-dessus),
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • Fsécurité : facteur de sécurité supplémentaire de 6 pour tenir compte de la courte durée de l'essai à partir duquel la VTR a été déterminée,
  • Cons.moy.eau [L.j-1] : une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour.

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

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

Pour le 1,3-dichlorobenzène, on obtient :

Synthèse

VGE/NQE Importer

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

Pour le 1,3-dichlorobenzène, la norme de qualité pour la santé humaine via la consommation des produits de la pêche est la valeur la plus protectrice pour l'ensemble des approches considérées. La proposition de NQE pour le 1,3-dichlorobenzène est donc la suivante :

Avec un Koc de 3162 – 50119 L.kg-1 et un Log Kow = 3.53, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment est recommandée par le projet de document guide européen (E.C., 2009).

Valeurs réglementaires

Tableaux de synthèse

Généralités

Généralités
CAS 541-73-1
SANDRE 1164
Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) non
Substance soumise à autorisation dans Reach non
Substance soumise à restriction dans Reach non
Substance extrêmement préoccupante (SVHC) non
Réglementations

FTE 2005 Importer

Le 1,3 DCB est réglementé dans la Directive 96/54/CE DE LA COMMISSION du 30 juillet 1996 portant sur la vingt deuxième adaptation au progrès technique de la directive 67/548/CEE du Conseil concernant le rapprochement des dispositions législatives, réglementaires et administratives relatives à la classification, l'emballage et l'étiquetage des substances dangereuses.

La substance est ainsi classifiée :

Xn; R 22 Nocif en cas d'ingestion

N; R 51 53 Toxique pour les organismes aquatiques, peut entraîner des effets néfastes à long terme pour l'environnement aquatique

Etiquetage :

R:22 51/53

S:(2 )61

Le 1,3 DCB est également listé dans la Directive 76/464/CEE (transposée en législation française par l'Arrêté du 2 février 1998) comme substance nocive pour l'environnement aquatique.

L'Arrêté ministériel du 2 février 1998 modifié, relatif aux prélèvements et à la consommation d'eau ainsi qu'aux émissions de toute nature des installations classées pour la protection de l'environnement soumises à autorisation, impose une valeur limite de 4 mg.l-1 en moyenne mensuelle dans les rejets dont le flux dépasse 10 g.j-1.

L'Arrêté du 3 avril 2000 relatif à l'industrie papetière (JO du 17 avril 2000 p.9143) reprend les mêmes valeurs limites que l'arrêté du 2 février 1998.

En application du décret 2005 378 du 20 avril 2005 relatif au programme national d'action contre la pollution des milieux aquatiques par certaines substances dangereuses, l'Arrêté du 20 avril 2005 établit une norme de qualité de 10 Lg.l-1 pour le 1,3 DCB dans les eaux de surface, les eaux de concentration, les eaux marines intérieures et internationales.

Protection de l'environnement

Sa fabrication et son utilisation dans les installations classées pour la protection de l'environnement sont fortement réglementées1, et concernent la liste des rubriques ci après2 :

  • 1174 (fabrication d'organohalogénés, phosphorés, stanniques) ;
  • 1175 (Emploi de liquides organohalogénés)

Classification CLP Voir la classification CLP

Production et utilisation

Production et ventes

Données économiques

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Selon ATSDR (2004), les chlorobenzènes sont typiquement produits par chloration directe suivant une méthode continue utilisant du benzène liquide combiné à du chlore gazeux en présence d'un catalyseur. Cette réaction produit un mélange d'isomères de chlorobenzène qui varie en fonction des degrés de chloration. Un rendement maximum de dichlorobenzène de 98% est possible dans un traitement dans lequel 2 molécules de chlore sont utilisées pour une molécule de benzène en présence de chlorure ferrique et monochlorure de soufre (IARC 1999). Les 1,2 et 1,4 DCB sont les principaux isomères formés ; les ratios dépendent du type de la catalyse. Le 1,3 DCB est également formé, mais en quantité beaucoup plus faible (Krishnamurti 2001). Les isomères du DCB sont typiquement séparés par cristallisation et distillation.

Selon l'ATSDR (2004), la production de 1,3 DCB aux Etats Unis ne dépassait pas les 500 tonnes en 1983 (IARC 1999).

Le site américain de l'EPA (Iventory Update Rules, IUR)3 qui répertorie les inventaires des émissions déclarées par les industriels donne les chiffres pour le 1,3 DCB. Mais, le site ne fournit que des intervalles de production, permettant ainsi d'avoir un ordre d'idée.

[1] Décret n°53 578 du 20 mai 1953 modifié relatif à la nomenclature des installations classées pour la protection de l'environnement mise à jour par le Ministère de l'écologie et du développement durable « Nomenclature des installations classées pour la protection de l'environnement » (2002).

[2] La liste des rubriques mentionnées est indicative et ne se veut pas exhaustive.

[3] http://www.epa.gov/oppt/iur/iur02/index.htm

Pour le 1,3 DCB, le tableau ci dessous reprend les intervalles de production donnés par l'IUR4 mais en tonnes.

Tableau 1 : Production de 1,3 Dichlorobenzène aux Etats Unis en tonnes (Source : IUR)

Aucune installation de production n'est répertoriée sur le site de l'EPA.

En comparaison des volumes de production du 1,2 DCB (autour de 15 000 à 25 000 tonnes en 2002) et du 1,4 DCB (autour de 30 000 tonnes en 2002), ceux du 1,3 DCB sont très faibles.

Les données de production en Europe ne semblent pas disponibles.

Selon le Syndicat des Halogènes et Dérivés (SHD) (communication personnelle), en France, les chlorobenzènes ne seraient plus produits. En particulier, le 1,3 DCB serait une substance marginale sans grande utilité.

L'usine Arkema de Jarrie a produit des chlorobenzènes jusqu'en 2002. Ils servaient en particulier à la production d'herbicides et de fongicides (anti mites…). Après études technico économiques, le maintien des unités de productions et de transformations de chlorobenzène est apparu impossible. Ces unités ont donc été démantelées et la production de chlorobenzène n'est plus une activité du groupe Arkema.

Il semble donc qu'il n'y ait plus d'usine de production de chlorobenzènes en France.

Selon le guide de la chimie 2004, les fabricants ou distributeurs répertoriés pour le 1,3 dichlorobenzène sont au nombre de trois : Clariant France, ESAR et Rhodia Chimie.

L'inventaire des rejets de micropolluants réalisé par la DRIRE Rhône Alpes (DRIRE, 2001) en 1998 cite l'établissement Rhodia Pont de Claix où le 1,3 DCB a été détecté. Les activités de l'établissement sont basées sur la chimie par chlorations, phosgénations, nitrations et hydrogénation.

La consommation globale française de solvants halogénés est de 29 000 tonnes dont les quatre majeurs sont le dichlorométhane (46 %), le perchloroéthylène (38 %), le trichloroéthylène (15 %) et le chlorobenzène (1  %) (INRS, 2005). Si on émet l'hypothèse que la production européenne de 1,3 DCB est équivalente à la production américaine de 500 tonnes, on peut aisément avancer que sa consommation en tant que solvant est négligeable.

Selon Wintersunchem (Ontario), au prix public du marché en décembre 2005 (~20 $.kg 1 soit ~16,5 €.kg 1), en prenant la même hypothèse de production, le 1,3 DCB représente autour de 10 000 euros en Europe comparés aux 21,9 milliards d'euros du marché français de la chimie organique de 2004, le marché du 1,3 DCB semble bien négligeable.

De même, selon les industriels interrogés, le coût de la régénération et de la réutilisation des solvants est aujourd'hui plus faible que le coût d'achat d'un solvant neuf auquel il faut ajouter le coût de la destruction après utilisation.

Utilisations

Introduction

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Les chlorobenzènes sont principalement utilisés comme solvants dans les procédés ou dans la synthèse de pesticides, des plastiques, des colorants, des produits pharmaceutiques et d'autres composés organiques. Ils sont employés en tant que fumigènes insecticides contre des mites, comme désodorisants d'air ambiant ou industriel, dans les traitements de métaux, comme décapants pour les tuyauteries.

[4] http://www.epa.gov/cgi bin/iursrch3_2002.cgi

Le 1,3 Dichlorobenzène est lui utilisé pour la fabrication d'herbicides, d'insecticides, de médicaments, de colorants et de solvants (ATSDR, 2004). Aucune information sur l'index ACTA (2004) et de Pesticide Manual (BCP, 2004) ne permet de déterminer les herbicides à base de 1,3 DCB.

Selon le Syndicat des Halogènes et Dérivés (SHD) (communication personnelle), les chlorobenzènes soit ne seraient plus utilisés soit seulement en petites sous forme de solvants et peut être pour fabriquer des répulsifs antimites (notamment le 1,4 DCB).

Rejets dans l’environnement

Rejets dans l'environnement

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Selon l'ATSDR (2004), les dichlorobenzènes existent majoritairement dans l'atmosphère, et leur détection dans les eaux pluviales suggère que le dépôt atmosphérique par l'intermédiaire du lavage est possible (Ligocki et al. 1985). Selon les types de sols, on suppose que les DCB sont modérément mobiles dans les sols. On s'attend à ce qu' ils se volatilisent des eaux de surface et des sols vers l'atmosphère.

Selon Cicads (2004), les Chlorobenzènes sont éliminés de l'environnement principalement par des mécanismes biologiques. Ils sont considérés comme modérément persistants dans l'eau, l'air et les sédiments. Leur temps de résidence dans les rivières est de un jour et de 100 jours dans l'eau souterraine. Dans l'air, les réactions chimiques et photolytiques sont les voies prédominantes pour la dégradation des chlorobenzènes avec des temps de résidences qui varient de 13 à 116 jours pour les dichlorobenzènes.

Selon l'ATSDR (2004), dans les conditions normales avec un sol non stérilisé, exposé à la lumière du soleil et ouvert à l'air, pendant les 35 premiers jours, 79,9 % du 1,2 DCB, 85,1 % du 1,3 DCB, et 70,5 % du 1,4 DCB sont éliminés avec des valeurs de demi vie de 13,2 ; 12,4 ; et 17,4 jours, respectivement.

Aux Etats Unis, les rejets dans les différents compartiments sont en 2001 selon Cicads (US EPA 2003) :

  • Emissions totales dans l'air : 0,5 t
  • Rejets dans les eaux de surfaces : 0,26 t
  • Rejets dans les sols : 0
  • Rejet total sur les sites : 0,76 t
  • Rejet total hors des sites : 0,46 t

Il n'existe pas d'émission naturelle connue de 1,2 DCB et de 1,3 DCB (IARC 1999). Selon l'ATSDR (2004), contrairement au 1,4 dichlorobenzène, le 1,3 DCB n'est pas largement utilisé comme produit domestique ou de consommation. Il est plutôt rejeté dans l'air lors de son utilisation pendant la fabrication des herbicides, ou d'autres produits contenant cet isomère ou des émissions dans l'air des sites de déchets dangereux ou d'incinérateurs.

Selon l'ATSDR (2004), dans une étude conduite en Angleterre, Wang et Jones (1994b) ont analysé le chlorobenzène contenu dans les boues d'épuration collectées par 12 installations d'épuration. La plupart des installations d'épurations analysées reçoivent des effluents urbains et industriels et la totalité des sites utilisent une épuration primaire. Le 1,2 DCB et le 1,4 DCB sont détectés dans 100 % des échantillons testés. Le 1,3 DCB est détecté dans 75 % des cas. Les concentrations de 1,3 DCB varient entre la limite de détection et 467 Lg/kg (ppb) en poids sec (de la limite de détection à 13,5 ppb en poids humide). Les concentrations moyenne et médiane de 1,3 DCB pour les 12 sites étaient de 82,3 et 30 ppb (en poids sec), respectivement. De plus, la déchloration biologique en anaérobie de l'hexachlorobenzène (ou lindane) dans les boues d'épuration conduit in fine à la formation des dichlorobenzènes (le 1,2 , 1,3 et 1,4 ) (ATSDR, 2002).

Selon ATSDR (2004), les concentrations de 1,2 , 1,3 , et 1,4 DCB dans les émissions des incinérateurs de déchets urbains étaient de 2.32x10 6, 2.44x10 6, et 5.92x10 5 ppm, respectivement (Jay et Stieglitz 1995). Les DCBs ont été détectés dans les émissions des équipements municipaux de compostage de déchets solides à des concentrations de 1.16x10 4 ppm pour le 1,2 DCB, 2.32x10 4 ppm pour le 1,3 DCB, et 1.04x10 2 ppm pour le 1,4 DCB.

Il n'y a pas de données sur les rejets dans les sols de 1,3 DCB. Selon les données du TRI, le volume de production, l' utilisation, et les rejets dans les sols de cet isomère sont supposés mineurs comparés aux autres isomères.

Présence environnementale

Synthèse

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Le niveau des dichlorobenzènes dans l'air extérieur aux USA est généralement de 0,01 à 0,1 ppb pour le 1,2 DCB et de 0,001 à 0,1 ppb pour le 1,3 DCB.

Aux Etats Unis, des échantillons d'eaux souterraines ont révélé la présence des dichlorobenzènes dont les concentrations étaient de 0,09 à 1,56 ppb pour le 1,2 DCB, 0,08 à 8,95 ppb pour le 1,3 DCB et de 0,08 à 10,71 ppb pour le 1,4 DCB. Hallbourg et al. (1992) ont détecté du DCB (isomères non spécifiés) dans de l'eau souterraine provenant de plusieurs décharges en Floride. Dans leur étude, le DCB était un des 10 composés organiques volatiles le plus souvent détecté. Sur 479 sites de déchets dangereux étudiés, Plumb (1991) a détecté du 1,3 DCB dans les eaux souterraines de 16 de ces sites.

D'après les résultats des inventaires régionaux des émissions menés en France entre 1991 et 2000 (Arrêté du 30 juin 2005 relatif au programme national d'action conte la pollution des milieux aquatiques), le 1,3 DCB a été détecté en faible quantité dans l'eau en Picardie et en Rhône Alpes.

Conclusion

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Le 1,3 dichlorobenzène est un composé aromatique halogéné volatil. Il est utilisé essentiellement comme intermédiaire dans la fabrication d'herbicides, de colorants et de solvants. Les émissions de 1,3 DCB sont avant tout vers l'atmosphère, et sont dues aux rejets industriels des usines de production ou d'utilisation.

En France, selon le Syndicat des halogènes et dérivés (SHC), les chlorobenzènes ne seraient plus produits et s'ils sont utilisés, ils le sont en petites quantités comme solvant ou pour la fabrication de répulsifs antimites (mais uniquement le 1,4 DCB pour ce dernier usage).

Suite à de nombreuses réglementations, limitant ou interdisant l'utilisation des solvants halogénés, leur consommation a fortement diminué depuis une trentaine d'année. Ainsi, la consommation européenne de solvants chlorés est passée de 920 000 à 220 000 t.an-1 entre 1974 et 2004 (Vignes, J.L, 2005). Dans ces conditions, les rejets de 1,3 dichlorobenzène, dus à son utilisation comme solvant, ont certainement diminué. Par ailleurs, les solvants utilisés dans les procédés de fabrication sont réutilisés après une phase de régénération.

Les émissions dans les milieux aquatiques du 1,3 DCB sont assez faibles comparées à celles dans l'atmosphère, ceci est dû à la volatilité du produit. Les rejets de 1,3 DCB sont essentiellement dus à des usages industriels. Il semble alors raisonnable de se concentrer sur une augmentation des contrôles des installations utilisant le 1,3 DCB et voire d'envisager son interdiction, étant face à un produit peu utilisé.

Bibliographie

Documents

PDF
541-73-1 -- 1,3 DICHLOROBENZENE -- FTE
Publié le 12/06/2006
PDF
541-73-1 -- 1,3-dichlorobenzène -- VGE
Publié le 12/11/2009