Identification

Numero CAS

71-55-6

Nom scientifique (FR)

1,1,1-Trichloroéthane

Nom scientifique (EN)

1,1,1-trichloroethane

Autres dénominations scientifiques (FR)

Méthylchloroforme; Méthyltrichlorométhane; alpha-Trichloroéthane; Trichloro-1,1,1-éthane

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

1,1,1-trichloroethane ; methyl chloroform ; 1,1,1-tce ; 1,1,1-trichloorethaan ; 1,1,1-tricloroetano ; chloroetene ; chloroform, methyl- ; chlorothane nu ; chlorothene ; chlorten ; chlorylen ; ethane, 1,1,1-trichloro- ; tri-ethane ; trichloran ; trichloromethylmethane ; trielene

Code EC

Code SANDRE

Numéro CIPAC

Formule chimique brute

\(\ce{ C2H3Cl3 }\)

Code InChlKey

UOCLXMDMGBRAIB-UHFFFAOYSA-N

Code SMILES

C(Cl)(Cl)(Cl)C

Classement transport

Classification CLP

Type de classification

Harmonisée

ATP insertion

CLP00/ATP02

Description de la classification

Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP

Mentions de danger
Mention du danger - Code H332
Mention du danger - Texte Nocif par inhalation
Classe(s) de dangers Toxicité aiguë
Libellé UE du danger -
Mention du danger - Code H420
Mention du danger - Texte Nuit à la santé publique et à l'environnement en détruisant l'ozone dans la haute atmosphère
Classe(s) de dangers Danger pour la couche d'ozone
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M -
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA

Méthodes analytiques

Introduction

Air

Eau

Sol

Autres milieux

Programmes

Généralités

Poids moléculaire

133.42 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 950 mg.L-1
à 20°C
INERIS (2009)
Densité 1.3376 - INERIS (2009)
Pression de vapeur 13300 Pa INERIS (2009)
Point de fusion -30.4 °C INERIS (2009)
Constante de Henry 1867.88 Pa.m3.mol-1 INERIS (2009)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 2.49 - INERIS (2009)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 2.49 - Expérimentation US EPA (2011)
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Matrices

Atmosphère

Milieu eau douce

Volatilisation :

Le 1,1,1-trichloroéthane en phase aqueuse a fortement tendance à se volatiliser (HSDB, 2008)

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

Adsorption :

Au vu du Koc (81-89 L.kg-1), le 1,1,1-trichloroéthane n'aura pas tendance à s'adsorber sur les sédiments ou les particules en suspension dans l'eau. (HSDB, 2008)

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 43.89 L.kg-1 Calcul US EPA (2011)
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Persistance

Biodégradabilité

Biodégradabilité :

Compte tenu de la structure du 1,1,1trichloroéthane, la biodégradation sera négligeable. (HSDB, 2008)

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Biodégradabilité non biodégradable -
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Dégradabilité abiotique

Hydrolyse :

L'hydrolyse n'est pas une voie importante de dégradation du 1,1,1-trichloroéthane. (HSDB, 2008)

Photolyse :

Pas d'information disponible.

Atmosphère

Milieu eau douce

Milieu eau de mer

Milieu sédiment eau douce

Milieu sédiment marin

Milieu terrestre

Conclusion sur la persistance

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

Un BCF de 8.9 e été déterminé au cours d'un test de 28 j sur Lepomis macrochirus.

Organismes terrestres

Organismes sédimentaires

Conclusion sur la bioaccumulation

Bioaccumulation :

Un BCF de 8.9 e été déterminé au cours d'un test de 28 j sur Lepomis macrochirus.

Cette valeur est utilisée dans la détermination des normes de qualité. (HSDB, 2008)

Toxicité à dose répétées

Effets cancérigènes

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Evaluée et Non classée 2011
IARC FDTE/VTR Importer Groupe 3 1999
US EPA FDTE/VTR Importer Données inadéquates pour évaluer le potentiel cancérogène 2007

Valeurs accidentelles

Autres seuils accidentels

Autres seuils accidentels
Nom Durée Valeur Source Etat du statut Commentaire
AEGL-1 10 min 230 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-1 30 min 230 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-1 60 min 230 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-1 240 min 230 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-1 480 min 230 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-2 10 min 930 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-2 30 min 670 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-2 60 min 600 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-2 240 min 380 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-2 480 min 310 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-3 10 min 4200 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-3 30 min 4200 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-3 60 min 4200 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-3 240 min 2700 ppm EPA (2018) Interim
AEGL-3 480 min 2100 ppm EPA (2018) Interim
ERPG-1 60 min 350 ppm AIHA (2016) Final
ERPG-2 60 min 700 ppm AIHA (2016) Final
ERPG-3 60 min 3500 ppm AIHA (2016) Final
IDLH 30 min 700 ppm NIOSH (2020) Final
PAC-1 60 min 230 ppm EHSS (2018) Final
AEGL-1, AEGL-2, AEGL-3
PAC-2 60 min 600 ppm EHSS (2018) Final
AEGL-1, AEGL-2, AEGL-3
PAC-3 60 min 4200 ppm EHSS (2018) Final
AEGL-1, AEGL-2, AEGL-3
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Valeurs réglementaires

Valeurs réglementaires
Nom Valeur Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
VLEP CT 200 ppm INRS (2024)
Valeur limite réglementaire contraignante
Final Air Lieux de travail
VLEP CT 1110 mg.m-3 INRS (2024)
Valeur limite réglementaire contraignante
Final Air Lieux de travail
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

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.
PRINCIPALES ÉTUDES
Cette section rapporte les études sur lesquelles s’appuient les Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR).

Effets à seuil - Exposition par Inhalation :
Pour les études chez l'homme

Gamberale et Hultengren, 1973
Type d’étude : Etude chez le volontaire sain
Lieu : Suède
Nombre de personnes étudiées : 20 hommes âgés de 20 à 30 ans étudiants ou employés du département de médecine du travail
Voie d’exposition : inhalation
Niveaux d’exposition / formes chimiques : 0 – 250 – 350 – 450 - 550 ppm ou 0 – 1 400 – – 1 900 – 2 500 – 3 000 mg.m-3 de 1,1,1-trichloroéthane pendant 0,5 heure
Groupe témoin : témoin interne : chacun des sujets étant son propre témoin et étant exposé aux différentes concentrations de manière séquentielle.
Symptômes observés : altérations des performances psychophysiologiques
Méthode développée dans l’étude : des tests pour mesurer la dextérité manuelle, la vitesse de perception et le temps de réaction ont été réalisés au cours des 4 séances d’exposition.
Résultat de l’étude : Aucun effet n’est observé à 250 ppm (1 400 mg.m-3). Une diminution statistiquement significative des performances est observée à 350 ppm (1 900 mg.m-3).
Qualité de l’étude : 2 L’étude ne suit pas précisément une ligne directrice mais est en accord avec les grands principes régissant les études chez le volontaire : elle est suffisamment claire et documentée, les méthodes décrites sont recevables.

MacKay et al., 1987
Type d’étude : Etude chez le volontaire sain
Lieu : Angleterre
Nombre de personnes étudiées : 12 hommes.
Voie d’exposition : inhalation dans une chambre d’inhalation (exposition corps entier).
Niveaux d’exposition / formes chimiques : 0 – 175 – 350 ppm ou 0 – 950 – 1 900 mg.m-3 de 1,1,1-trichloroéthane pendant 3,5 heures. Chacun des participants étant exposé à chacune des trois doses selon un plan d’exposition aléatoire avec un délai d’au moins deux semaines entre chaque exposition.
Groupe témoin : témoin interne, chaque individu étant son propre témoin.
Symptômes observés : altérations des performances psychomotrices
Méthode développée dans l’étude : Les tests ont été pratiqués juste avant l’entrée dans la chambre d’exposition, 20, 60, 120 et 180 minutes après la sortie. Trois tests psychomoteurs (temps de réaction simple, temps de réaction de choix, aptitude à la lecture) et tests cognitifs (raisonnement syntaxique et concentration) ont été réalisés. De plus, les volontaires ont fait l’objet d’une autoévaluation par questionnaire de leur échelle de stress. Les niveaux sanguins de 1,1,1-trichloroéthane ont été mesurés à 0, 20, 60, 120 et 180 minutes d’exposition. Une analyse statistique de la variance a été réalisée pour les différents tests.
Résultat de l’étude : Les tests pour le temps de réaction simple, le temps de réaction de choix et l’aptitude à la lecture ont montré une performance psychomotrice détériorée (diminution des scores obtenus lors de la réalisation des tests) chez les volontaires exposés au 1,1,1-trichloroéthane aux doses de 175 et 350 ppm (950 et 1 900 mg.m-3). Ces effets sont détectés 20 minutes après le début de l’exposition pour les deux doses. Le test pour le temps de réaction simple apparait comme le plus sensible et montre une augmentation de 10 à 15 % par rapport aux valeurs de base. Ces altérations des performances sont corrélées avec les concentrations sanguines en 1,1,1-trichloroéthane. Les performances de la fonction cognitive ne sont pas altérées ainsi que la propre perception des volontaires de leur niveau de stress. Aucun des sujets n’a fait état de céphalées, d’inconfort ou de nausées.
Qualité de l’étude : 2. L’étude ne suit pas précisément une ligne directrice mais est en accord avec les grands principes régissant les études chez le volontaire : elle est suffisamment claire et documentée, les méthodes décrites sont recevables.

Pour les études expérimentales

McNutt et al., 1975
Espèce étudiée : souris CF-1.
Sexe et nombre d’animaux par lot : les lots sont constitués de 10 mâles.
Voie d’exposition : inhalation corps entier.
Substance - forme chimique : 1,1,1-trichloroéthane de qualité technique (pureté entre 94 et 97 %) sous forme de vapeurs.
Temps et fréquence d’exposition : exposition continue pendant 14 semaines.
Doses d’exposition / formes chimiques : 250 – 1 000 ppm (1 370 – 5 460 mg.m-3).
Lot témoin : oui.
Protocole : Chaque semaine 10 souris par concentration sont sorties des chambres d’exposition, sacrifiées et autopsiées. Deux lots sont également étudiés à 2 et 4 semaines après la fin de l’exposition. Le protocole inclu la surveillance de nombreux paramètres : observations cliniques, consommation d’eau et de nourriture, poids du foie, contenu du foie en acide gras, ultrastructure hépatique, histologie du foie, des reins, du pancréas, des intestins, du cœur, des poumons et du cerveau.
Résultats / effets observés : Une altération hépatique faible consistant en des variations occasionnelles de l’ultrastructure du foie est observée après 10 semaines d’exposition à 250 ppm. A 1 000 ppm (5 460 mg.m-3), les altérations de l’ultrastructure hépatique sont plus marquées et s’accompagnent d’une augmentation relative du poids du foie, des triglycérides hépatiques et des lésions histologiques hépatiques. Les augmentations relatives du poids du foie et de la teneur en triglycérides sont statistiquement significatives et correspondent à une augmentation respective de 22 % et 237 % par rapport au témoin pour une exposition à 1 000 ppm (5 460 mg.m-3) pendant 14 semaines. Les modifications histopathologiques correspondent à une hypertrophie des hépatocytes centrolobulaires, une vacuolisation et une accumulation de lipides et après 10 semaines d’exposition à une nécrose cellulaire. Après 12 semaines d’exposition, la nécrose des hépatocytes est associée à une inflammation aiguë avec infiltration et hypertrophie des cellules de Kupffer pour 40 % des cellules chez les animaux exposés à 1 000 ppm (5 460 mg.m-3).
Dose critique : les rares altérations observées à 250 ppm ne sont pas considérées comme des effets néfastes, ainsi le NOAEL est de 250 ppm (1 370 mg.m-3) et le LOAEL de 1 000 ppm (5 460 mg.m-3) pour les effets hépatiques.
Qualité de l’étude : 2 valide avec restriction, une analyse statistique des différents paramètres a été pratiquée mais les conditions et les tests utilisés ne sont pas rapportés, d’autres descriptions sont également un peu succinctes.



Quast et al., 1988
Espèce étudiée : rats F344 et souris B6C3F1.
Sexe et nombre d’animaux par lot : 80 animaux par sexe et par groupe.
Voie d’exposition : inhalation corps entier.
Substance - forme chimique : vapeur de 1,1,1-trichloroéthane de qualité technique (94 % de pureté)
Temps et fréquence d’exposition : 6 h/j, 5 j/semaine, pendant 2 ans.
Doses d’exposition / formes chimiques : 150 – 500 – 1 500 ppm (820 – 2 730 – 8 190 mg.m-3).
Lot témoin : oui.
Protocole : 10 rats et souris ont été sacrifiés avant la fin de l’exposition après 6, 12 et 18 mois d’exposition. 50 animaux par dose et par sexe ont été exposés pendant les 24 mois. Les paramètres qui ont été suivis au cours de l’étude sont : la mortalité, les signes cliniques, les paramètres hématologiques et urinaires (uniquement chez les rats), la biochimie clinique, le poids corporel, le poids des organes, les modifications pathologiques macro et microscopiques. Les résultats obtenus pour les différents paramètres ont fait l’objet d’analyses statistiques.
Résultats / effets observés : Chez les rats, pour des expositions à 1 500 ppm pendant 2 ans, une diminution statistiquement significative du poids corporel est observée chez les femelles. A 1 500 ppm, une très légère altération histopathologique hépatique est observée chez les mâles et les femelles à 6, 12 et 18 mois. Les effets sur les hépatocytes correspondent à une modification de la coloration du cytoplasme pour des cellules entourant la veine centrale. Ces effets hépatiques ne sont pas retrouvés à 24 mois du fait du vieillissement des animaux. Aucun effet n’est retrouvé chez les rats exposés à 150 et 500 ppm. Aucun effet n’est retrouvé chez les souris quelle que soit la concentration. Aucun effet cancérogène n’a été observé chez les rats ou les souris.
Dose critique : NOAEL de 500 ppm pour les effets hépatiques.
Qualité de l’étude : 2, il n’est pas précisé si le protocole suit une ligne directrice cependant les éléments de description de l’étude permettent de conclure qu’il ne s’en éloigne pas.

Rosengren et al., 1985
Espèce étudiée : Gerbille de Mongolie.
Sexe et nombre d’animaux par lot : 4 animaux/sexe/dose.
Voie d’exposition : inhalation corps entier.
Substance - forme chimique : 1,1,1-trichloroéthane de qualité technique contenant 5 % de stabilisants sous forme de vapeur.
Temps et fréquence d’exposition : continue pendant 3 mois.
Doses d’exposition / formes chimiques : 70 – 210 – 1 000 ppm (380 – 1 140 – 5 460 mg.m-3).
Lot témoin : oui.
Protocole : les animaux sont mis en observation pendant 4 mois après la fin de l’exposition. Après le sacrifice des animaux, le cerveau est pesé et est préparé pour l’analyse des protéines astrogliales S-100 et la protéine gliofibrillaire acide (protéine GFA). Ces deux protéines sont des marqueurs de l’astrocytose1.
Résultats / effets observés : Les niveaux de protéine GFA sont augmentés dans le cortex cérébral sensorimoteur chez les animaux exposés aux deux plus fortes concentrations mais pas à 70 ppm. Les niveaux de S-100 et de protéines totales ne sont pas modifiés par le traitement. Le poids du cerveau est diminué de manière statistiquement significative chez les gerbilles exposées à 1 000 ppm (5 460 mg.m-3).
Dose critique : Un NOAEL de 70 ppm (380 mg.m-3) et un LOAEL de 210 ppm (1 140 mg.m-3) pour les modifications biochimiques (augmentation du niveau de protéines GFA) indicatives d’altérations neuronales.
Qualité de l’étude : 2. L’étude est de bonne qualité même s’il n’est pas clairement précisé qu’elle suit une ligne directrice.

[1] Augmentation des astrocytes souvent en lien avec la destruction des cellules nerveuses voisines.

Effets à seuil - Exposition par voie orale :

NTP, 2000
Espèce étudiée : rat F344/N et souris B6C3F1.
Sexe et nombre d’animaux par lot : 10 mâles et 10 femelles par lot.
Voie d’exposition : voie orale via la nourriture.
Substance - forme chimique : microcapsules de 1,1,1-trichloroéthane (pureté 99 %)
Temps et fréquence d’exposition : 7 jours par semaine pendant 13 semaines.
Doses d’exposition / formes chimiques : 5 000 – 10 000 – 20 000 – 40 000 – 80 000 ppm soit des doses moyennes quotidiennes calculées de 290 – 600 – 1 200 – 2 400 – 4 800 mg.kg-1 pour les rats mâles, 310 – 650 – 1 250 – 2 500 – 5 000 mg.kg-1 pour les rats femelles, de 850 – 1 770 – 3 500 – 7 370 – 15 000 mg.kg-1 pour les souris mâles et 1 340 – 2 820 – 5 600 – 11 125 – 23 000 mg.kg-1 pour les souris femelles.
Lot témoin : oui : 2 lots témoins, un lot non traité et un lot traité avec des microcapsules vides.
Protocole : Les signes cliniques (seulement les rats) et le poids corporel sont suivis de manière hebdomadaire. La consommation de nourriture est déterminée tous les 3-4 jours. La consommation d’eau n’est pas rapportée. Les effets sur le système de la reproduction sont recherchés : cytologie vaginale et mobilité spermatique. A l’autopsie, un examen macroscopique est pratiqué pour tous les animaux et le poids des principaux organes est mesuré. Un examen histopathologique complet est réalisé chez les animaux témoins et ceux exposés à la dose la plus élevée.
Résultats / effets observés :
Rat : Tous les rats ont atteint la fin de la période d’exposition. Le poids corporel final moyen et le gain de poids chez les mâles exposés à 40 000 ou 80 000 ppm (2 400 – 4 800 mg.kg-1.j-1) et le poids corporel final moyen chez les femelles exposées à 80 000 ppm (5 000 mg.kg-1.j-1) est significativement diminué par rapport aux témoins. Le poids corporel moyen à la fin de l’étude n’excède pas 10 % de différence par rapport aux témoins (non traités et traités avec les microcapsules). Il n’y a pas non plus de différence en termes de consommation de nourriture entre les lots exposés et témoins. Le poids du foie des femelles exposées à 80 000 ppm est statistiquement diminué par rapport à celui des deux lots témoins. Les rats mâles exposés à 10 000 ppm et au-delà présentent des lésions rénales non néoplasiques en lien avec une néphropathie liée à la formation de vésicules hyalines. Aucune lésion macro- ou microscopique liée au traitement n’est retrouvée chez les rats femelles.
Souris : Il n’y a pas de relation entre exposition et survenue de décès chez les souris. La consommation de nourriture est légèrement supérieure chez les animaux traités à celle des témoins. Le poids corporel des mâles et femelles exposées à 20 000 ppm et au-delà est diminué de manière statistiquement significative. Le poids du cœur, des reins et des poumons des témoins ayant reçu les microcapsules est augmenté de manière statistiquement significative par rapport au témoin n’ayant pas reçu de microcapsules. Aucune lésion macro- ou microscopique n’est observée chez les mâles ou les femelles.
Une diminution statistiquement significative de la concentration en spermatozoïdes au niveau de l’épididyme chez les rats et les souris est mesurée chez les animaux exposés à 80 000 ppm.
Dose critique : Les lésions non cancéreuses correspondant à des néphropathies associées à la formation de vésicules hyalines chez le rat mâle ne sont pas retenues.
NOAEL de 10 000 ppm pour les mâles et les femelles rats et souris pour la diminution de poids corporel chez les souris mâles et femelles..
Qualité de l’étude : 1. Etude de bonne qualité réalisée selon les règles de bonnes pratiques de laboratoire.

Effets sans seuil :
Au regard des données disponibles, il n’est pas pertinent de développer des VTR pour des effets sans seuil ; aucune valeur n’a été retrouvée

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

Description

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation :
L’ATSDR propose un MRL de 11.103 µg.m-3 pour une exposition aiguë au trichloroéthane par inhalation (ATSDR, 2006)
Cette valeur est établie à partir de la même étude chez le volontaire (MacKay et al., 1987). Une diminution de la performance aux tests psychomoteurs est observée à 175 ppm (950 mg.m-3). Dans la mesure où il a été montré qu’un état d’équilibre des concentrations sanguines en 1,1,1-trichloroéthane est observé après 2 heures d’exposition par inhalation chez l’homme, et que les performances neurocomportementales étaient corrélées avec les concentrations sanguines en 1,1,1-trichloroéthane aucun ajustement n’a été réalisé à partir de la valeur critique retenue : LOAEL de 175 ppm (950 mg.m-3).
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global 100 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour l’utilisation d’un LOAEL et à un facteur 10 pour prendre en compte la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 175 ppm x 1/100 = 1,75 ppm arrondi à 2 ppm soit 10,85.103 µg.m-3 arrondi 11.103 µg.m-3
Indice de confiance : pas d’indice

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation :
L’ATSDR propose un MRL de 0,7 ppm soit 3,8.103 µg.m-3 pour une exposition sub-chronique au 1,1,1-trichloroéthane par inhalation (ATSDR, 2006)
Cette valeur est établie à partir d’une étude expérimentale de 3 mois chez la gerbille (Rosengren et al., 1985). Le NOAEC de 70 ppm (380 mg.m-3) pour des altérations biochimiques (augmentation du niveau de protéine GFA) est retenu comme dose critique. Aucun ajustement temporel n’est pratiqué puisqu’il s’agit d’une exposition menée en continu au cours de l’étude. Un NOAEL équivalent pour l’homme a été calculé en retenant la valeur par défaut de 1 pour le coefficient de partition sang/gaz entre l’animal et l’homme soit un NOAECHEC de 70 ppm (380 mg.m-3).
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 100 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour prendre en compte l’extrapolation de l’animal à l’homme et d’un facteur 10 pour prendre en compte la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 70 ppm x 1/100 = 0,70 ppm soit 3,8.103 µg.m-3
Indice de confiance : pas d’indice

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation :
L’OEHHA propose un REL de 0,2 ppm soit 103 µg.m-3 pour une exposition chronique au 1,1,1-trichloroéthane par inhalation (OEHHA, 2000)
Cette valeur est établie à partir d’une étude expérimentale de 3 mois chez la gerbille (Rosengren et al., 1985). Le NOAEC de 70 ppm (380 mg.m-3) pour des altérations biochimiques (augmentation du niveau de protéine GFA) est retenu comme dose critique. Aucun ajustement temporel n’est pratiqué puisqu’il s’agit d’une exposition menée en continu au cours de l’étude. Un NOAEL équivalent pour l’homme a été calculé en retenant la valeur par défaut de 1 pour le coefficient de partition sang/gaz entre l’animal et l’homme soit un NOAECHEC de 70 ppm (380 mg.m-3).
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 300 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour prendre en compte l’extrapolation de l’animal à l’homme, d’un facteur 10 pour prendre en compte la variabilité au sein de l’espèce humaine et d’un facteur de 3 pour tenir compte de la durée de l’exposition sub-chronique dans l’étude clé.
Calcul : 70 ppm x 1/300 = 0,23 ppm soit 103 µg.m-3
Indice de confiance : pas d’indice

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale :
L’ATSDR propose un MRL de 20 mg.kg-1.j-1 pour une exposition sub-chronique au trichloroéthane par voie orale (ATSDR, 2006)
Cette valeur est établie à partir de la même étude expérimentale du NTP (2000). Une modélisation par Benchmarkdose a été menée pour la diminution de poids corporel à partir des données des souris mâles et femelles. La BMDL10 de 2 185 mg.kg-1.j-1 calculée à partir de résultats chez la souris femelle a été retenue comme point de départ.
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 100 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour prendre en compte l’extrapolation de l’animal à l’homme et d’un facteur 10 pour prendre en compte la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 2 185 mg.kg-1.j-1 x 1/100 = 21,85 mg.kg-1.j-1 arrondi à 20 mg.kg-1.j-1
Indice de confiance : pas d’indice

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’US EPA propose une RfD de 2 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au 1,1,1-trichloroéthane par voie orale (US EPA (IRIS), 2007b)
Cette valeur est établie de la même manière que la RfD pour une exposition sub-chronique décrite ci-dessus à partir de l’étude par voie orale chez le rat et la souris pour une exposition de 13 semaines (NTP, 2000). Une modélisation par benchmark dose a été réalisée pour la diminution de poids corporel chez les souris mâles et femelles. La BMDL10 de 2 155 mg.kg-1.j-1 calculée pour les femelles a été retenue comme point de départ.
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 1 000 a été appliqué, correspondant à un facteur 10 pour prendre en compte la variation inter-espèce, d’un facteur 3 pour tenir compte du de la durée d’exposition sub-chronique de l’étude source, d’un facteur 3 pour prendre en compte le manque de données de la base de données (notamment en lien avec l’absence d’évaluation des effets neurotoxiques alors que des effets sur le système nerveux central ont été observés pour des expositions aigües) et facteur de 10 pour tenir compte de la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 2 155 mg.kg-1.j-1 x 1/1 000 = 2,155 mg.kg-1.j-1 arrondi à 2 mg.kg-1.j-1
Indice de confiance : Un indice de confiance a été établi par l’US EPA, il est élevé pour l’étude source, moyen pour la base de données et moyen pour la valeur proposée.

Valeurs de l'ANSES et/ou de l'INERIS
Nom Valeur Organisme choix Année du choix URL choix Source Commentaire Effet critique retenu Etat du statut Durée d'exposition Milieu Source d'exposition Facteur Contexte de gestion Age-Dependent Adjustments Factors ADAF - Tranche d'âge ADAF - Valeur ADAF - URL
MRL 11000 µg.m-3 Ineris 2014 ATSDR (2006) diminution de la performance aux tests psychomoteurs Final Air ambiant
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Synthèse

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition aiguë au 1,1,1-trichloroéthane par inhalation la VTR de 11.103 µg.m-3 de l’ATSDR.
Trois organismes proposent des VTR pour des expositions aiguës par inhalation l’US EPA (2007), l’ATSDR (2006) et l’OEHHA (2008). L’OEHHA retient une étude chez le volontaire pour une durée d’exposition de 30 minutes (Gamberale et Hultengren, 1973). Le calcul d’ajustement à une heure d’exposition correspond plus à la méthode pour le calcul des seuils accidentels que celle des VTR aiguës, cette valeur n’est pas retenue.
Les deux autres organismes ont retenu la même étude source qui est une étude chez le volontaire sain pour des expositions de 3,5 heures (MacKay et al., 1987). Cette étude est de bonne qualité. Les deux organismes retiennent les mêmes effets critiques et la même dose critique et les mêmes facteurs d’incertitude. La différence réside dans le calcul de l’ajustement au temps de la dose critique : l’ATSDR considère que le niveau de 1,1,1,-trichloroéthane sanguin atteint un équilibre et qu’il n’est pas nécessaire de pratiquer d’ajustement, l’US EPA a utilisé un modèle PBPK pour calculer la dose interne après 14 jours d’exposition. L’utilisation d’une modélisation PBPK ne semble pas nécessaire, l’INERIS propose de retenir la valeur de l’ATSDR.
Indice de confiance élevé. L’étude est de bonne qualité et la méthode de calcul adaptée.

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition sub-chronique au 1,1,1-trichloroéthane par inhalation la VTR de 3,8.103 µg.m-3 de l’ATSDR.
Deux organismes proposent des valeurs pour des expositions sub-chroniques l’US EPA (2007) et l’ATSDR (2006). Ces deux valeurs reposent sur des études expérimentales différentes pour l’US EPA une étude chronique chez le rat et la souris (Quast et al., 1988) soutenue par une étude sub-chronique chez la souris (McNutt et al., 1975) et pour l’ATSDR une étude sub-chronique chez la gerbille (Rosengren et al., 1985). Les différentes études sont de qualité recevable. Les effets critiques correspondent à des altérations hépatiques (modification de la coloration du cytoplasme pour des cellules entourant la veine centrale) pour l’US EPA et neurologiques pour l’ATSDR. L’étude retenue par l’ATSDR parait la plus pertinente car elle rapporte un effet neurologique chez la gerbille au cours d’une exposition sub-chronique alors que l’étude de Quast retenue par l’US EPA rapporte un NOAEL à la dose la plus élevée. Toutefois, la gerbille n’est pas utilisée de manière courante. L’application des facteurs d’incertitude est cohérente pour les deux organismes et correspond à un facteur global identique de 100. Il s’agit dans les deux cas d’un facteur 10 pour tenir compte de la variation de sensibilité au sein de l’espèce humaine et d’un facteur pour l’extrapolation des données à partir d’une étude chez l’animal qui est 3 pour l’US EPA et 10 pour l’ATSDR. L’US EPA retient un facteur supplémentaire 3 pour prendre en compte le manque de données relatives à une exposition sub-chronique (notamment en ce qui concerne l’évaluation des effets neurotoxiques). Enfin, dans la mesure où la valeur calculée par l’US EPA se révèle plus élevée que celle pour une exposition aiguë, l’US EPA retient in fine la valeur pour une exposition aiguë ce qui ne parait pas très pertinent. La démarche proposée par l’ATSDR parait raisonnable tant sur le choix de l’étude clé, que de la démarche générale et plus adaptée que celle de l’US EPA. Dans ces conditions, l’INERIS retient la valeur développée par ATSDR. Il est à noter que les deux valeurs sont très proches.
Indice de confiance moyen. L’étude est de bonne qualité et la construction de la VTR est recevable mais les données relatives à l’extrapolation des effets de la gerbille à l’homme sont limitées.

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au 1,1,1-trichloroéthane par inhalation la VTR de 103 µg.m-3 de l’OEHHA
Deux organismes proposent des valeurs pour des expositions chroniques l’US EPA (2007) et l’OEHHA (2000). Ces deux valeurs reposent sur des études expérimentales différentes : pour l’US EPA une étude chronique chez le rat et la souris (Quast et al. 1988) soutenue par une étude sub-chronique chez la souris (McNutt et al., 1975) et pour l’OEHHA une étude sub-chronique chez la gerbille (Rosengren et al., 1985). Les différentes études sont de qualité recevable. Les effets critiques correspondent à des altérations hépatiques pour l’US EPA et neurologiques pour l’OEHHA. L’étude retenue par l’OEHHA parait la plus pertinente car elle rapporte un effet neurologique chez la gerbille au cours d’une exposition sub-chronique alors que l’étude de Quast retenue par l’US EPA rapporte un NOAEL à la dose la plus élevée. L’application des facteurs d’incertitude est cohérente pour les deux organismes et correspond à un facteur global de 100 pour l’US EPAet de 300 pour l’OEHHA. Il s’agit dans les deux cas d’un facteur 10 pour tenir compte de la variation de sensibilité au sein de l’espèce humaine et d’un facteur pour l’extrapolation des données à partir d’une étude chez l’animal qui est 3 pour l’US EPA et 10 pour l’OEHHA. L’OEHHA prend un facteur 3 supplémentaire pour prendre en compte la durée sub-chronique de l’étude clé et l’US EPA retient un facteur supplémentaire 3 pour prendre en compte le manque de données relatives à une exposition sub-chronique (notamment en ce qui concerne l’évaluation des effets neurotoxiques). Comme pour la VTR pour des expositions sub-chroniques, la valeur proposée par l’US EPA n’apparait pas pertinente. Dans ces conditions, l’INERIS retient la valeur développée par l’OEHHA.
Indice de confiance moyen. L’étude est de bonne qualité et la construction de la VTR est recevable mais les données relatives à l’extrapolation des effets de la gerbille à l’homme sont limitées.

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition sub-chronique au 1,1,1,-trichloroéthane par voie orale la VTR de 20 mg.kg-1.j-1 de l’ATSDR
Deux organismes proposent des valeurs l’US EPA (2007) et l’ATSDR (2006). Les deux organismes retiennent la même étude clé et le même effet critique : diminution du poids corporel chez les souris femelles. Le calcul est basé sur la même approche par modélisation d’une benchmarkdose et permet d’aboutir à un point de départ très proche : BMDL10 de 2 155 mg.kg-1.j-1 pour l’US EPA et de2 185 mg.kg-1.j-1 pour l’ATSDR. La différence réside dans le choix des facteurs d’incertitude : les deux organismes retiennent un facteur 10 pour prendre en compte l’extrapolation des données animales à l’homme et un deuxième facteur 10 pour tenir compte de la variabilité de sensibilité au sein de l’espèce humaine, l’US EPA ajoute ensuite un facteur 3 pour prendre en compte l’absence de données permettant de conclure quant à de potentiels effets neurotoxiques pour des expositions sub-chroniques alors que des effets ont été identifiés pour des expositions aiguës. Le facteur de 3 proposé par l’US EPA ne semble pas nécessaire, l’INERIS recommande de retenir la valeur de l’ATSDR.
Indice de confiance : moyen du fait de l’effet critique retenu.

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’INERIS propose de retenir pour une exposition chronique au 1,1,1-trichloroéthane par voie orale la VTR chronique de 2 mg.kg-1.j-1 de l’US EPA (2007).
Deux organismes proposent des VTR pour des expositions chroniques par voie orale, l’US EPA (2007), et l’OMS (2011). Les deux organismes retiennent la même étude source et le même effet critique : la diminution de poids corporel. L’OMS retient l’effet chez le mâle et comme dose critique le NOAEL de 600 mg.kg-1 alors que l’US EPA calcule la BMDL10 par modélisation et retient la valeur de 2 155 mg.kg-1.j-1 à partir des femelles. Le facteur d’incertitude global 1 000 est le même mais il n’est pas construit de la même manière par les deux organismes. Ils retiennent tous les deux un facteur 10 pour prendre en compte les incertitudes liées à l’extrapolation à partir des données animales et un facteur 10 pour la variabilité de sensibilité au sein de la population humaine. Les deux organismes retiennent un facteur d’incertitude pour tenir de la durée de 90 jours de l’étude source l’US EPA prend un facteur 3 alors que l’OMS prend un facteur 10. L’US EPA ajoute un facteur supplémentaire pour tenir compte de l’absence de données relative à de potentiels effets neurotoxiques. La démarche suivie par l’US EPA est la plus complète et la plus argumentée, l’INERIS recommande cette valeur.
Indice de confiance : moyen du fait de l’effet critique retenu.

Autres valeurs des organismes reconnus

Description

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation :
L’US EPA propose une RfC de 5.103 µg.m-3 pour une exposition court terme au trichloroéthane par inhalation (US EPA (IRIS), 2007a)
Cette valeur est établie à partir d’une étude chez le volontaire exposé à 0 – 175 – ou 350 ppm (0 – 950 – 1 900 mg.m-3) de 1,1,1-trichloroéthane pendant 3,5 heures (MacKay et al., 1987). Une diminution de la performance aux tests psychomoteurs est observée à 950 mg.m-3. Ces effets sont observés à des niveaux plus bas que ceux induisant des effets chez l’animal. Les résultats de cette étude ont été utilisés dans un modèle PBPK pour prédire les niveaux d’effets pour des expositions à court terme (14 j) : 526 mg.m-3.
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global 100 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour l’utilisation d’un LOAEL et d’un facteur 10 pour prendre en compte la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 526 mg.m-3 x 1/100 = 5,26 mg.m-3 soit 5,26.103 µg.m-3 arrondi à5.103 µg.m-3
Indice de confiance : Un indice de confiance a été établi par l’US EPA, il est moyen pour l’étude source, moyen pour la base de données et moyen pour la valeur proposée.

L’OEHHA propose un REL de 68.103 µg.m-3 pour une exposition aiguë au trichloroéthane par inhalation (OEHHA, 2008)
Cette valeur est établie à partir d’une étude chez le volontaire (Gamberale et Hultengren, 1973). Une diminution de la performance aux tests psychomoteurs de dextérité manuelle, de la vitesse de perception et du temps de réaction est rapportée à 350 ppm (1 900 mg.m-3) pour une exposition de 30 minutes. De cette étude un NOAEL de 250 ppm (1 360 mg.m-3) a été déterminé. Une extrapolation d’une durée de 30 minutes à 1 heure a été pratiquée en utilisant la loi de Haber et permet de calculer un NOAEL ajusté de 125 ppm (680 mg.m-3).
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 10 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour prendre en compte la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 125 ppm x 1/10 = 12,5 ppm soit 68.103 µg.m-3
Indice de confiance : pas d’indice

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation :
L’US EPA propose une RfC de 5.103 µg.m-3 pour une exposition sub-chronique au 1,1,1-trichloroéthane par inhalation (US EPA (IRIS), 2007a)
Cette valeur est établie à partir deux études par inhalation chez le rongeur l’une pour une exposition de deux ans chez le rat et la souris ayant donné lieu à deux publications (Quast et al., 1984 ; Quast et al., 1988)2 et l’autre de 14 semaines chez la souris mâle (McNutt et al., 1975). Une approche par calcul de la benchmark dose a été envisagée à partir des deux études en retenant les altérations histopathologiques hépatiques comme critère d’effet mais n’a pas été retenue. La dose critique retenue est le NOAEL de 1500 ppm (8 190 mg.m-3) de l’étude de (Quast et al., 1988) pour lequel un ajustement temporel a été pratiqué : 8 190 mg.m-3 x 6 h/24 h x 5 j/7 j = 1 462,5 mg.m-3.
Yang (2006) utilise un modèle PBPK (Reitz et al., 1988) pour extrapoler le NOAEL issu de l’étude de Quast à l’homme. La valeur calculée pour une exposition continue de 6 mois pour l’homme est de 1 553 mg.m-3.
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 100 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour prendre en compte la variation inter-espèce résiduelle après l’utilisation d’une modélisation PBPK, d’un facteur 3 pour prendre en compte le manque de données relatives à une exposition sub-chronique (notamment en ce qui concerne l’évaluation des effets neurotoxiques) et facteur 10 pour tenir compte de la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 1 553 mg.m-3 x 1/100 =15,53 mg.m-3 cette valeur étant supérieure à celleproposée par l’US EPA pour une durée d’exposition courte, par soucis de cohérence c’est celle de l’exposition courte de 5,26.103 µg.m-3 arrondie à5.103 µg.m-3 qui est retenue.
Indice de confiance : Un indice de confiance a été établi par l’US EPA, il est élevé pour l’étude source, moyen pour la base de données et moyen pour la valeur proposée.

[2] La publication de 1984 n’est pas accessible et correspond très probablement au rapport d’étude, seule celle de 1988 a pu être évaluée.


Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation :
L’US EPA propose une RfC de 5.103 µg.m-3 pour une exposition chronique au 1,1,1-trichloroéthane par inhalation (US EPA (IRIS), 2007a)
Cette valeur est établie de la même façon que la RfC pour une exposition sub-chronique, à partir des deux mêmes études de (Quast et al., 1984 ; Quast et al., 1988) et de (McNutt et al., 1975). La construction de la valeur est identique.
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 100 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour prendre en compte la variation inter-espèce résiduelle après l’utilisation d’une modélisation PBPK, d’un facteur de 3 pour prendre en compte le manque de données relatives à une exposition chronique (notamment en ce qui concerne l’évaluation des effets neurotoxiques) et facteur 10 pour tenir compte de la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 1 462,5 mg.m-3 x 1/100 =14,62 mg.m-3 cette valeur étant supérieure à celleproposée par l’US EPA pour une durée d’exposition courte, par souci de cohérence c’est celle de l’exposition courte de 5,26.103 µg.m-3 arrondi à5.103 µg.m-3 qui est retenue.
Indice de confiance : Un indice de confiance a été établi par l’US EPA, il est élevé pour l’étude source, moyen pour la base de données et moyen pour la valeur proposée.

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale :
L’US EPA propose une RfD de 7 mg.kg-1.j-1 pour une exposition sub-chronique au 1,1,1-trichloroéthane par voie orale (US EPA (IRIS), 2007b)
Cette valeur est établie à partir de l’étude par voie orale chez le rat et la souris pour une exposition de 13 semaines (NTP, 2000). Une modélisation par benchmark dose a été réalisée pour la diminution de poids corporel chez les souris mâles et femelles. La BMDL10 de 2 155 mg.kg-1.j-1 calculée pour les femelles a été retenue comme point de départ.
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global de 300 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour prendre en compte la variation inter-espèce, d’un facteur 3 pour prendre en compte le manque de données de la base de données (notamment en lien avec l’absence d’évaluation des effets neurotoxiques alors que des effets sur le système nerveux central ont été observés pour des expositions aiguës) et un facteur 10 pour tenir compte de la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 2 155 mg.kg-1.j-1 x 1/300 = 7,18 mg.kg-1.j-1 arrondi à 7 mg.kg-1.j-1
Indice de confiance : Un indice de confiance a été établi par l’US EPA, il est élevé pour l’étude source, moyen pour la base de données et moyen pour la valeur proposée.

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’OMS propose une TDI de 0,6 mg.kg-1.j-1 pour une exposition chronique au 1,1,1-trichloroéthane par voie orale (OMS, 2011)
Cette valeur est établie à partir de la même étude par voie orale chez le rat et la souris pour une exposition de 13 semaines (NTP, 2000). L’effet critique retenu est la diminution de poids des rats mâles, la dose critique est le NOAEL de 600 mg.kg-1.
Facteurs d’incertitude : Un facteur d’incertitude global 1 000 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour prendre en compte la variation inter-espèce, d’un facteur 10 pour tenir compte du de la durée d’exposition sub-chronique de l’étude source et facteur 10 pour tenir compte de la variabilité au sein de l’espèce humaine.
Calcul : 600 mg.kg-1.j-1 x 1/1 000 = 0,6 mg.kg-1.j-1
Indice de confiance : Pas d’indice.

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
MRL 2 ppm ATSDR (2006) Neurol. Final Air ambiant
RfC 5 mg.m-3 US EPA (2007) Performance on neurobehavioral tests Final Short-term Air ambiant
RfC 6 mg.m-3 US EPA (2007) Performance on neurobehavioral tests Final Acute: 24 hours Air ambiant
RfC 7 mg.m-3 US EPA (2007) Performance on neurobehavioral tests Final Acute: 4 hours Air ambiant
RfC 7 mg.m-3 US EPA (2007) Performance on neurobehavioral tests Final Acute: 8 hours Air ambiant
RfC 9 mg.m-3 US EPA (2007) Performance on neurobehavioral tests Final Acute: 1 hour Air ambiant
REL 68000 µg.m-3 OEHHA (2008) subtle impairment of the central nervous system Final Air ambiant
MRL 6 mg.m-3 ATSDR (2023)
1 ppm provisional
Neurological endpoint of decreased performance in psychomotor tests Draft Air ambiant 100
Ceci est un aperçu

Ce tableau comporte un trop grand nombre d'entrées pour permettre son affichage complet. Pour un affichage complet, utilisez l'une des options ci-dessus.

Bibliographie

Introduction

Effets endocriniens :

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

Critères PBT/POP :

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

Normes de qualité existantes :

Allemagne : Norme de qualité pour les organismes aquatiques, eau douce = 100 µg.L-1 (ETOX, 20073)

Etats-Unis : Norme de qualité pour les eaux prélevées et les poissons destinés à la consommation = 18400 µg.L-1 (ETOX, 20073)

[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 repris par la Commission Européenne. Ils apparaissent dans le guide technique européen (E.C., 2003).

[2] Les 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 repris par l'UNEP (United Nations Environment Programme). [http://www.ecologie.gouv.fr/-Polluants-organiques-persistants-.html].

[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

Substance(s) associée(s) :

-

Dangers

Description

ORGANISMES AQUATIQUES

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

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

Tableau Ecotoxicité aquatique aiguë

(1) Compte tenu du peu d'informations disponibles, cet essai n'a pas pu être validé. Le résultat est fourni à tire indicatif.

Tableau Ecotoxicité aquatique chronique

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)

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

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

Pour calculer la norme de qualité liée à l'empoisonnement secondaire des prédateurs, il est nécessaire de connaître la concentration de substance dans le biote n'induisant pas d'effets observés pour les prédateurs (exprimée sous forme de NOEC). Il est possible de déduire une NOEC à partir d'une NOAEL grâce à des facteurs de conversion empiriques variables selon les espèces testées. Les facteurs utilisés ici sont ceux recommandés par le 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.

Tableau Toxicité orale pour les mammifères

Tableau Toxicité orale pour les oiseaux

Valeurs de danger

Synthèse

Biote

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

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).

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

On dispose de données chroniques pour les algues et les invertébrés. Les invertébrés apparaissent être le niveau trophique le plus sensible tant en aigu (malgré une donnée algue plus faible mais non validée) qu'en chronique. L'application d'un facteur de sécurité de 50 sur la NOEC (17 j) déterminée pour la daphnie apparaît suffisante pour dériver la norme de qualité conformément au guide technique européen (E.C., 2003).

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 validées sur deux niveaux trophiques (invertébrés, poissons), la plus faible étant celle sur Daphnia magna, EC50 (48 h) = 11.2 mg.L-1. Un facteur d'extrapolation de 100 s'applique pour calculer la MAC :

MAC = 11.2/100 = 0.112 mg.L-1, soit 112 µg.L-1

Tableau Proposition de norme de qualité pour les organismes de la colonne d'eau douce

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

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

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

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

Ce modèle suppose que: 

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

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

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

Avec :

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

Kpsusp-eau : coefficient de partage matière en suspension/eau en m 3/m3 . En l'absence d'une valeur exacte, les valeurs génériques proposées par Lepper, 2002) et le guide technique européen (équation 24 page 47, E.C., 2003) sont utilisées. Le coefficient est alors calculé selon la formule suivante : 0.9 + 0.025 * Koc soit Kpsusp-eau = 2.925 -3.125 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 1,1,1-trichloroéthane, 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 toxique adsorbé et la fraction de toxique dissous peut être extrêmement variable d'un sédiment à un autre et l'hypothèse d'un équilibre entre ces deux fractions ne semble pas très réaliste pour des conditions naturelles.

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

Tableau Proposition de valeur guide de qualité pour les sédiments eau douce

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 1,1,1-trichloroéthane un facteur 90 est appliqué car la durée du test retenu (NOAEL à 600 mg/kgcorporel/j sur rat, soit une NOEC de 6000 mg.kg-1biota) est de 90 jours. On obtient donc :

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

Avec :
BCF: facteur de bioconcentration, 
BMF : facteur de biomagnification.

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

La bioaccumulation tient compte à la fois du facteur de bioconcentration (BCF, ratio entre la concentration dans le 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 1,1,1-trichlorobenzène, un BCF 8.9 de (sur Lepomis macrochirus, HSDB, 2008) et un BMF de 1 (cf. E.C., 2003) ont été retenus. On a donc :

Tableau Proposition de norme de qualité pour l'empoisonnement secondaire des prédateurs

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

Ce calcul tient compte de :

  • la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.6 mg/kgcorporel/j (Cf. tableau ci-dessus),
  • une consommation moyenne de produits de la pêche (poissons, mollusques, crustacés) égale à 115 g par jour,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • 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.

Ce calcul n'est donné qu'à titre indicatif. Il peut être inadapté pour couvrir les risques pour les individus plus sensibles ou plus vulnérables (masse corporelle plus faible, forte consommation de produits de la pêche, voies d'exposition individuelles particulières). Le facteur correctif de 10% n'est donné que par défaut, car la contribution des différentes voies d'exposition varie selon les propriétés de la substance (et en particulier sa distribution entre les différents compartiments de l'environnement), ainsi que selon les populations considérées (travailleurs exposés, exposition pour les consommateurs/utilisateurs, exposition via l'environnement uniquement). L'hypothèse cependant que la consommation des produits de la pêche ne représente pas plus de 10% des apports journaliers contribuant à la dose journalière tolérable apporte une certaine marge de sécurité (E.C., 2009).

Pour le1,1,1-trichloroéthane, 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 1,1,1-trichloroéthane, on obtient donc : 

Tableau Proposition de norme de qualité pour la santé humaine via la consommation de produits de la pêche

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

Ce calcul tient compte de: 

  • la valeur toxicologique de référence (VTR), correspondant à une dose totale admissible par jour ; pour cette substance elle sera considérée égale à 0.6 mg/kgcorporel/j (Cf. tableau ci-dessus),
  • Cons.moy.eau : une consommation d'eau moyenne de 2 L par jour,
  • un poids corporel moyen de 70 kg,
  • un facteur correctif de 10% (soit 0.1) afin de tenir compte de ces autres sources de contamination possibles.

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

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

Pour le 1,1,1-trichloroéthane, on obtient :

Tableau Proposition de norme de qualité pour l'eau destinée à l'eau potable

Synthèse

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

Tableau Proposition de norme de qualité pour les organismes aquatiques

Pour le 1,1,1-trichloroéthane, la norme de qualité pour les organismes aquatiques est la valeur la plus protectrice pour l'ensemble des approches considérées. La proposition de NQE pour le 1,1,1trichloroéthane est donc la suivante :

Tableau Proposition de norme de qualité environnementale

Avec un Koc de 81-89 L.kg-1 et un Log Kow = 2.49, la mise en œuvre d'un seuil pour le sédiment n'est pas recommandée par le projet de document guide européen (E.C., 2009).

Valeurs réglementaires

Introduction

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.

Compte tenu des décisions internationales prises pour protéger la couche d'ozone, la production et l'importation du 1,1,1-trichloroéthane dans l'Union Européenne ne sont plus autorisées depuis le 1er janvier 1996 (site internet de la DTI). Toutefois, pour répondre aux besoins intérieurs fondamentaux des pays signataires, la production de cette substance peut être admise à hauteur de 15% de la production de 1989 (http://hq.unep.org/ozone/pdfs/Montreal-Protocol-Booklet-fr.doc; Article 2E.3). 

Ainsi, en Europe, la production, l'importation et l'utilisation de cette substance comme intermédiaire dans la fabrication de produits pharmaceutiques (Euro Chlor, 1999) et de divers produits chimiques tels que les HFA3 141 et 142b reste autorisée (http://www.sfc.fr/Donnees/mine/soch/texsoch. htm).

[3] Les gaz de type hydrofluoroalcane (ou HFA) constituent une solution de rechange aux CFC pour leur usage en tant que gaz propulseurs d'aérosols médicaux. Au Canada, le premier inhalateur-doseur sans CFC a vu son utilisation approuvée en août 1997 : cet appareil dispense du salbutamol, le médicament à aérosol le plus prescrit, avec qui occupe environ 55 % du marché canadien des inhalateurs-doseurs. À la différence des CFC, les HFA ne contiennent pas de chlore et n'endommagent donc pas la couche d'ozone. Des tests à grande échelle ont démontré l'aspect sécuritaire du HFA pour l'usage médical. Plus de 35 pays approuvent maintenant l'utilisation des inhalateurs-doseurs sans CFC. (site internet Environnement Canada).

Classification CLP Voir la classification CLP
Valeurs et normes appliquées en France

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

Valeurs limites d’exposition

En France, le ministère du Travail a fixé pour le T111 des valeurs indicatives qui peuvent être admises dans l’air des locaux de travail (circulaire du ministère du Travail du 5 mars 1985), soit :

- La valeur limite de moyenne d’exposition (VME à 1 650 mg.m-3 ) ;

- La valeur limite d’exposition (VLE à 2 500 mg.m-3 ) indicatives.

Informations complémentaires

Cette substance se présente sous forme de liquide incolore, volatil et pratiquement insoluble dans l’eau mais miscible dans la plupart des solvants organiques (INRS, 1997).

Le 1,1,1-trichloroéthane commercial est stabilisé par addition de divers produits en quantité généralement voisine de 5% (INRS, 1997) : 1,4-dioxanne, oxyde de 1,2-butylène, nitroalcanes, 2-méthyl-2-propanol, …

Le 1,1,1-trichloroéthane est considéré comme un COV1 (Site internet de l’ADEME).

[1] COV : Composés Organiques Volatils

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

FTE 2005 Importer

En France, un seul site de production a été identifié : l'usine Arkema de Saint-Auban (04). Ce site utilise le procédé de chloration et a une capacité de production de 50 000 t.an-1 (sites internet Arkema et SFC). Une estimation de production annuelle de ~35 000 t peut être avancée (Arkema, communication personnelle ; SDH, communication personnelle). De plus, selon le SDH, cette production est stable dans le temps : aucune modification sensible des quantités annuellement produites de T111 n'est à attendre dans les prochaines années .Enfin, l'essentiel de cette production est dédié à un usage national.

En 1995, la production mondiale de cette substance a été estimée à 600 000 t. Néanmoins, une forte diminution de cette production a résulté de l'entrée en vigueur du protocole de Montréal en 1996. Cette décroissance a été estimée à 10% par an (CMR, 1995).

En France, pour l'année 2004, une seule entreprise a obtenu un quota d'importation (alloués aux importateurs conformément au règlement CE n°2037/2000) de 1,1,1-trichloroéthane destiné à « servir de matière première ou à être détruit » (JOUE, 2005) : Arkema & Arkema Quimica (FR).

Selon Wintersun Chemical, au prix public du marché en décembre 2005 (~19 $.kg-1 soit ~16 €.kg-1), le 1,1,1-trichloroéthane consommé annuellement en France (35 000 t.an-1 ; cf. §2.1.2) représente ~550 millions d'euros soit ~1%6 du marché français de la chimie organique de 2004 (soit 21,9 milliards d'euros).

Afin de calculer cet indicateur économique pour 1,1,1-trichloroéthane, seule la part de T111 destinée à la vente à été prise en compte (soit ~40% du total). En effet, ~60% de la substance produite en France sont directement utilisés en tant qu'intermédiaire réactionnel par le fabriquant pour la synthèse de fluides frigorigènes.

[6] Ce pourcentage est donné à titre purement indicatif et est probablement surestimé. En effet, le calcul a été effectué selon le prix public constaté de la substance : prix qui est sans commune mesure avec celui à destination des industriels. Le pourcentage calculé doit donc être compris comme un indicateur de la place de la substance dans l'économie française et non pas comme une estimation quantitative de celle-ci.

Procédés de production

La fabrication de 1,1,1-trichloroéthane est possible à partir du 1,2-dichloroéthane (CH2ClCH2Cl) selon deux procédés :

  • par pyrolyse et obtention du chlorure de vinyle (CH2=CHCl) puis par hydrochloration (par HCl) et obtention du 1,1-dichloroéthane (CH3-CHCl2), puis chloration ;
  • par chloration et obtention du 1,1,2-trichloroéthane (CH2Cl-CHCl2), qui décomposé par la chaleur ou traité par la soude donne le 1,1-dichloroéthylène (ou chlorure de vinylidène, CH2=CCl2). Le 1,1-dichloroéthylène, en phase liquide, réagit avec du chlorure d'hydrogène gazeux, en absence d'eau et en présence de chlorure ferrique.

Utilisations

Introduction (varitétés d'utilisations)

FTE 2005 Importer

A l'origine, le 1,1,1-trichloroéthane a été développé en tant que solvant peu inflammable en remplacement des autres solvants chlorés très inflammables (ATSDR, 2004).

Avant 1996, selon l'ATSDR (2004) les principales utilisations du 1,1,1-trichloroethane étaient dédiées :

  • A la fabrication des HCFC ou hydrochlorofluorocarbones (60%),
  • Au dégraissage à chaud ou à froid (25%),
  • A la formulation d'adhésifs (5%),
  • A la composition d'encres (3%),
  • A la fabrication textile (2%),
  • A l'électronique et à des usages divers (5%).

De plus de nombreux articles de ménage « grand public » peuvent contenir du 1,1,1trichloroéthane (Sack et al., 1992). En outre avant 1996 (année d'entrée en vigueur du protocole de Montréal), le T111 était utilisé en remplacement du trichloréthylène (site internet de la SFC).

L'emploi de 1,1,1-trichloroethane a subi, suite au Protocole de Montréal (cf 1.2.2) de sévères restrictions. Au sein des usages dérogatoires, la fabrication de HCFC demeure le principal emploi.

Les autres usages de cette substance ont évolué avec le temps. Ses usages domestiques ou bien en tant que solvant pour les encres, peintures et adhésif seraient progressivement abandonnés depuis 1996 (ATSDR, 2004). Néanmoins, depuis 2002, de faibles quantités de T111 peuvent être employées pour des applications industrielles dites « essentielles » (ATSDR, 2004) telles que la fabrication de mousse pour les appareillages médicaux et/ou pour des procédures de tests aéronautiques (par exemple pour déterminer de façon non-destructive la « fatigue » et la corrosion du métal des moteurs d'avion)4 .

Les usages industriels actuels de cette substance en France sont repris au sein du tableau 2.1, construit à partir de différentes informations dont [ATSDR , 2004].

Tableau 2.1. Usages répertoriés en France de la substance (n.c. : non communiqué).

Tableau 2.1. Usages répertoriés en France de la substance

[4] A ce jour, ces applications n'ont aucun produit de remplacement sûr et efficace.

Rejets dans l’environnement

Émissions anthropiques totales

FTE 2005 Importer

Euro Chlor (association représentant l'industrie du chlore) rapporte les émissions de T111 (site internet Euro Chlor) des industriels européens dans l'air (Fig. 3.1a) et dans l'eau (Fig. 3.1b).

Figure 3.1. Emissions industrielles de 1,1,1-trichloroéthane (en kg) d'après Euro Chlore (http://www.eurochlor.org/COCEM): a. dans le compartiment aérien ; b. dans l'eau.  

A la vue de ces graphiques, il est notable qu'à l'échelle européenne :

  • actuellement, les rejets industriels de T111 dans le compartiment aquatique sont 1 000 fois moins importants que ceux en direction du compartiment atmosphérique ;
  • les rejets industriels de T111 on considérablement diminué en trente ans (de 1985 à 2005) et plus particulièrement après 1996 ;
  • les rejets industriels de T111 ont déjà avoisiné la nullité (en 1997 pour les rejets vers l'air et 2001-2002 pour les rejets vers l'eau).

Depuis 1996, le 1,1,1-trichloroéthane est rejeté dans l'environnement uniquement suite à son usage industriel. Après utilisation, cette substance se retrouve très majoritairement dans le compartiment atmosphérique. En 1996, Euro Chlor estime les rejets de 1,1,1-trichloroéthane vers le compartiment aquatique à 810 kg.an-1 (Euro Chlor, 1999). Ce chiffre constitue un bon ordre d'idée des rejets actuels à l'échelle européenne.

A l'échelle française :

  • les rejets industriels de T111 dans le compartiment aérien de la seule usine de fabrication de cette substance (usine Arkema de Saint-Auban) ont atteint 10 100 t en 2004 selon le Registre Français des Emissions Polluantes (les rejets directs vers l'eau et le sol ne sont pas renseignés) ;
  • en 2005, lors de l'analyse des effluents industriels d'un millier d'industries françaises, le 1,1,1-trichloroéthane a été détecté dans 2/3 des effluents. Néanmoins, il convient de nuancer cette proportion en précisant que cette substance est présente en quantité suffisante à la quantification dans moins de 5% des effluents analysés (soit une trentaine de sites industriels).

Les rejets atmosphériques de 1,1,1-trichloroéthane font suite, dans la plupart des cas, à son utilisation (Spence et Hanst, 1978). Un peu de cette substance est également libéré par les centrales à charbon (Garcia et al., 1992), l'incinération des déchets hospitaliers (Green et al., 1992), l'incinération d'agents neurotoxiques militaires (Mart et Henke, 1992), l'incinération de déchets industriels (Nishikawa et al., 1993), et incinération des boues d'épuration (Vancil et al., 1991).

Le 1,1,1-trichloroethane contenu dans les solvants est rejeté vers l'atmosphère au cours de l'usage des produits concernés. En outre, cette substance est également introduite dans le compartiment atmosphérique par volatilisation depuis les eaux de surface.

A l'échelle régionale

Le ministère de l'aménagement du territoire et de l'environnement (2001) à publié un inventaire régional de micropolluants : ce document se focalise sur 168 établissements

industriels de la région Rhône-Alpes. Il a ainsi été rapporté des flux de 1,1,2-trichloroéthane dans les effluents de 6 000 g.j-1 en 1993 et 1 600 g.j-1 en 1998.

Ainsi, de 1993 à 1998, la réduction des flux atteint plus de 70% (les mesures mises en œuvre pour atteindre cette diminution ne sont pas renseignées). Néanmoins, 25 entreprises ont été identifiées à l'origine de ces rejets et ont indiqué qu'elles utilisaient cette substance dans les branches d'activités suivantes :

  • « chimie-pétrochimie » pour ~99% des flux de 1998 ;
  • « traitement des déchets – régénération des solvants » pour <1% des flux de 1998 ;
  • « traitement de surface » pour <0,1% des flux de 1998 ;
  • « peinture » : cette utilisation du T111 a disparue entre les relevés de 1993 et ceux de 1998 ;
  • « plastiques » : cette utilisation du T111 a disparue entre les déclarations de 1993 à 1998) ;
  • « textiles » pour <1% des flux de 1998 ;
  • « travail des métaux » pour pour <0,1% des flux des1998.

Rejets dans l'environnement

    Pollutions historiques et accidentelles

    En France, le cycle de production du T111 concentre peu d'acteurs (Arkema, communication personnelle) : une seule usine de synthèse (usine Arkema de Saint-Auban) et une principale usine de transformation (Usine Arkema de Pierre-Bénite). La spécialisation de ces deux sites limite le risque de rejets industriels accidentels majeurs : sur ces sites un ensemble de systèmes de sécurité a été mis en place afin de garantir le bon fonctionnement des installations (pressurisation des réservoirs sous azote, …).

    Présence environnementale

    Perspectives de réduction

    Réduction des rejets

    Réduction des émissions industrielles

    FTE 2005 Importer

    http://www.ec.gc.ca/NOPP/DOCS/P2P/hbook/fr/TAB6_C.cfm) Un seul exemple de réduction volontaire des émissions industrielles de T111 a été identifié, celui-ci est reporté en 1996 dans le « Guide de planification de la prévention de la pollution » du gouvernement du Canada (:

    L'usine de coulage de la société Ford, à Windsor (Canada) a mené une politique de réduction de l'utilisation de solvants résiduels dangereux (éthylbenzène, toluène, 1,1,1-trichloroéthane et perchloroéthylène) en testant durant six mois des solutions de rechange (emploi de nouveaux solvants de nettoyage).

    Un objectif de réduction des émissions de 1,1,1-trichloroéthane dans l'environnement peut être atteint par le traitement des rejets industriels.

    • Destruction :

    Ceux-ci peuvent être détruits à hautes températures au sein d'un incinérateur équipé d'un laveur à acide chlorhydrique (hydrochloric acid scrubber). L'efficacité d'élimination du T111 atteint 99,99% (Carroll et al., 1992). Plusieurs méthodes efficaces d'incinération sont disponibles : injection liquide, four rotatoire et incinération sur lit fluidisé (Carroll et al., 1992; HSDB, 2004).

    • Adsorption :

    Pour les « petites » installations industrielles ne disposant pas d'incinérateur, une grande partie du T111 présent dans leurs effluents liquides peut-être adsorbée sur des filtres a charbon actif (Chemviron Carbon, 2004)5 .

    Néanmoins, il convient également de prendre en compte la grande volatilité de cette substance lors de son transport entre le lieu de production et le lieu de traitement des effluents. Pour cela, un système de récupération des gaz doit être adjoint au système de récupération des liquides. Cette remarque étant justifiée par le fait que, selon un rapport disponible sur le site internet Qualitair cette substance est fréquemment détectée dans les ambiances intérieures des espaces clos publiques (gares, aéroports, …) des départements des Alpes Maritimes, Alpes de Haute Provence et Hautes Alpes .

    • Empaquetage :

    Une première solution alternative à ce système de récupération peut-être l'empaquetage des résidus de produits contenant du 1,1,1-trichloroéthane (17H epoxy-lined drum) dans une résine organique de polyester (ATSDR, 2004).

    • Régénération :

    Selon le site internet de Z3T , pour réduire les rejets de T111 utilisé en tant que solvant la régénération seraient également à encourager et/ou intensifier

    • Autres pistes :

    D'autres méthodes de destruction du 1,1,1-trichloroéthane ont été testées et/ou envisagées mais, à ce jour, aucune application industrielle n'en a découlé (ATSDR, 2004) :

    • traitement sono-chimique des déchets aqueux (Cheung et al., 1991),
    • ozonation combinée à un traitement ultra-violet pour des eaux souterraines (Kusakabe et al., 1991).

    Pour le cas des sols pollués, une étude de faisabilité in-vitro a conclu que la biodégradation bactérienne in-situ de 1,1,1-trichloroéthane dans les sols n'était pas une méthode viable de bioremediation (Broholm et al., 1991).

    [5] Cette solution présente l'avantage d'être relativement facile à mettre en œuvre et peu « coûteuse » en temps de maintenance pour l'industriel (la totalité de la gestion de la dépollution des filtres étant à la charge du fournisseur de filtre).

    PERSPECTIVES DE REDUCTION DES REJETS A L'HORIZON 2015

    FTE 2005 Importer

    Selon les informations compilées pour cette fiche, à ce jour, le principale usage du 1,1,1trichloroéthane est lié à la fabrication de HCFC8 (substances de remplacement des CFC).

    En vertu du protocole de Montréal, cet usage n'est possible qu'à titre dérogatoire actuellement, et les HCFC devront voir leur consommation cesser totalement en 2030 dans les pays industrialisés (avec une réduction de 99,5% dès 2020) et en 2040 dans les pays en développement (site Internet de l'IFEN). Au vu des délais nécessaires à la mise en place des mesures de réductions des émissions, à l'horizon 2015 seule une partie de la diminution totale est à attendre.

    Néanmoins, il faut noter que toute réduction des usages de 1,1,1-trichloroéthane se traduira par la diminution de la synthèse de cette substance, synthèse faisant intervenir du 1,1,2trichloroéthane (cf. §2.2.1) autre substance chimique jugée dangereuse pour les milieux aquatiques et visée par la Directive 76/464/CE. Ainsi, réduire la consommation de 111T présente un double intérêt pour l'environnement :

    • contribuer à réduire les rejets de 111T ;
    • contribuer à réduire les rejets de 1,1,2-trichloroéthane.

    [8] Les HCFC (hydrochlorofluorocarbures), moins destructeurs que les CFC ou les halons ont cependant un impact non négligeable sur la couche d'ozone.

    Impact économique des mesures de réduction

    Trop peu de données sont disponibles7 pour déterminer avec un degré de fiabilité suffisant l'impact économique des mesures de réduction.

    [7] En particulier les données économiques liées aux techniques de substitution et de traitement des effluents.

    Alternatives aux usages

    Substitution des fluides frigorigènes fabriqués à partir de T111

    FTE 2005 Importer

    Selon le site Internet de l'HRAI (Institut Canadien du Chauffage, de la Climatisation et de la Réfrigération) il y a une grande variété d'options disponibles pour remplacer les réfrigérants HCFC (fabriqués à partir du 1,1,1-trichloroéthane), en particulier l'utilisation des hydrofluorocarbures (HFC) ou de l'ammoniac (ces réfrigérants n'appauvrissent pas la couche d'ozone et peuvent remplacer les CFC et les HCFC).

    Des solutions techniques pour baisser la consommation des équipements frigorifiques des HFC sont aussi possibles, et les HFC pourraient être dans ce cas une solution de remplacement aux HCFC. Par exemple, le Cemagref propose de modifier les circuits frigorifiques des chambres froides des petits commerces et des restaurants afin de diviser par 10 les quantités de HFC nécessaires : 800 g contre 8 kg par chambre froide (site internet du Cemagref).

    Substitution du 1,1,1-trichloroéthane.

    FTE 2005 Importer

    Un article publié en 1992 démontre la faisabilité technique et économique du remplacement du T111 par un produit nettoyant à base de terpènes pour les opérations de dégraissage des métaux (Brown et Springer, 1992). Dans le cadre de cette étude, la société APS Materials (Dayton, USA) a testé en grandeur réelle ce produit de remplacement et a dégagé un bénéfice financier suite à cette substitution. De même, le site Internet de la société Socomor (élaboration, production et commercialisation des solutions de traitements de surfaces et de finitions destinées à l'industrie des transports) rapporte une solution technique de remplacement du trichloroéthane spécialement dédiée à cet usage.

    Pour les autres usages du 1,1,1-trichloroéthane, à ce jour, aucun produit de substitution de qualité équivalente n'a été formellement identifié. Les actions à mettre en œuvre pour baisser les rejets sont donc essentiellement liées à la réduction des émissions industrielles ou le traitement des effluents.

    Conclusion

    FTE 2005 Importer

    A l'horizon 2015, la suppression totale du 1,1,1-trichloroéthane semble hors de portée. Néanmoins, afin d'accélérer la réduction des rejets de cette substance dans l'environnement, il conviendrait de :

    • Développer une approche prônant un usage raisonné du 1,1,1-trichloroéthane en tant que solvant (cf. §2.2.1) ;
    • D'anticiper l'obligation réglementaire de remplacement des HCFC ;
    • Impliquer les industriels dans une démarche environnementale vis à vis de la substance en imposant une obligation de déclaration des rejets accompagnée des éventuelles mesures de réductions mises en place.

    Introduction

    Documents

    PDF
    71-55-6 -- 1,1,1-trichloroéthane -- Choix VTR
    Publié le 18/12/2014
    PDF
    71-55-6 -- 1,1,1 TRICHLOROETHANE -- FTE
    Publié le 23/06/2010
    PDF
    71-55-6 -- 1,1,1-trichloroéthane -- VGE
    Publié le 12/11/2009