Le nickel émis dans l’atmosphère par des sources anthropiques l’est principalement sous forme d’aérosols, ce qui couvre une très large gamme de taille de particules : 5,4 µm seraient le diamètre moyen des particules d’origine anthropique contenant du nickel (ATSDR, 1997). Les émissions de centrales électriques sont associées à des particules de plus petite taille que celles émises par des fonderies. Les particules contenant du nickel peuvent atteindre des demi-vies de l’ordre d’une semaine à un mois (Hertel et al., 1991 ; ATSDR, 1997). Des données de terrain confirment que le nickel peut être transporté via le compartiment atmosphérique sur de très longues distances.

La nature du nickel présent dans des particules d’origine anthropique varie selon l’origine de ces particules (Hertel et al., 1991 ; ATSDR, 1997). Ainsi, les émissions de nickel issues de la combustion d’huiles se présentent principalement sous forme de sulfates. Les cendres volantes provenant de la combustion du charbon contiennent majoritairement du nickel sous forme d’oxydes complexes de fer. L’extraction minière et la fonte du minerai de latérite émettent dans l’atmosphère des silicates de nickel et des oxydes fer-nickel. Le raffinage des mattes conduit à des émissions de nickel métallique et de sulfure de nickel.

A l’état divalent le nickel peut former une large gamme de composés et constitue le seul état d’oxydation important du nickel (d’autres états d’oxydation comme le nickel(+4) peuvent être présents dans quelques complexes ou oxydes). La plupart des complexes formés par le nickel le sont avec un nombre de coordination de six. Ainsi, en milieu aqueux, le nickel est présent comme ion hexahydraté [Ni(H₂O)₆]²⁺. Le nickel reste très faiblement absorbé par la plupart des organismes vivants, mais est associé en grande partie à la matière particulaire (Kabata-Pendias et Pendias, 1992 ; ATSDR, 1997).

Des anions présents naturellement, comme OH^-, SO₄^2- ou Cl^-, ne forment des complexes avec le nickel que dans une faible proportion. Le complexe Ni(OH)₂ devient l’espèce dominante au-delà d’un pH égal à 9,5. En présence de soufre en milieu aqueux anaérobie, du sulfate de nickel se forme, ce qui limite la solubilité du nickel (ATSDR, 1997).

Bien plus que la teneur totale, la spéciation et l’état physico-chimique du nickel sont des paramètres essentiels à considérer afin d’évaluer son comportement dans l’environnement et en particulier sa biodisponibilité. Ainsi, le nickel incorporé dans certains réseaux minéraux peut se révéler inerte. Dans les sols, les principales formes du nickel, et en particulier NiOH⁺, sont adsorbées à la surface d’oxydes amorphes de fer, d’aluminium ou de manganèse (Kabata-Pendias and Pendias, 1992 ; McGrath, 1995 ; ATSDR, 1997) et dans une moindre mesure à la surface de minéraux argileux.

La mobilité du nickel augmente aux pH faibles, alors que l’adsorption sur certains composés adsorbants du sol peut devenir irréversible en milieu alcalin. Si le pH est le paramètre influençant le plus la mobilisation du nickel dans les sols, il faut également tenir compte de la concentration en sulfates (qui réduisent l’adsorption du nickel par complexation) et de la surface spécifique des oxydes de fer présents dans le sol (Hertel et al., 1991 ; McGrath, 1995 ; ATSDR, 1997). La présence de cations tels que Ca²⁺ ou Mg²⁺ entraîne également une diminution de l’adsorption du nickel sur les composés du sol, résultat de phénomènes de compétition.

Non pertinent

Non pertinent

Le nickel est en cours d’évaluation au sein de l’Union Européenne dans le cadre du règlement CEE 793/93 sur l’évaluation des risques des substances existantes. Les premiers résultats présentés dans l’évaluation des risques (CE, 2002b) mettent en évidence une faible bioconcentration du nickel chez les différentes espèces testées et le fait qu’apparemment le nickel ne se bio-amplifierait pas le long de la chaîne trophique. Cependant, les études portant sur la bio-accumulaton du nickel chez les organismes sont généralement limitées à des courtes durées d’exposition (rien n’indique qu’un équilibre ait été atteint) ou à des études de terrain (concentrations mesurées dans l’environnement et durée d’exposition la plupart du temps inconnues). L’ensemble des données recueillies dans le cadre de l’évaluation européenne des risques donnent des BCF entre 0,8 et 104 pour les poissons, de 10 à 39 pour les crustacés et de 2 à 191 pour les mollusques d’eau douce (CE, 2002b).

Organismes d'eau douce

Organismes d'eau marine

Une seule étude valide pour le milieu marin a été trouvée dans la littérature sur des mollusques (Zaroogian et Johnson, 1984). Les résultats obtenus sont reportés dans le tableau suivant.

Facteurs de bioconcentration (BCF) du nickel pour différents organismes marins.

  pf :  poids frais. La conversion de poids sec en poids frais s’effectue en multipliant le BCF en poids sec par un ratio selon  les indications du  RIVM (2000) : mollusques (12 %) d’après Hendricks (1995).

Zaroogian et Johnson (1984) ont exposé des huîtres de l’espèce Crassostrea virginica et des moules de l’espèce Mytilus edulis à des solutions de nickel de 5 et 10 µg Ni L^-1 dans de l’eau de mer naturelle (29 à 32 ‰ NaCl) renouvelée en continu (20 L min^-1). Après une période d’acclimatation d’un mois, 3 essais contenant 5 individus pour chaque concentration testée et un témoin sont réalisés. Les concentrations de nickel de chaque essai sont déterminées une fois par semaine.

Sur l’ensemble des essais, Crassostrea virginica a accumulé en moyenne 9,6 et 13 µg Ni g^-1 pour 5 et 10 µg Ni L^-1 respectivement après 12 semaines de traitement, tandis que M. edulis a accumulé respectivement 10,4 et 16,4 µg Ni g^-1. Les modes d’assimilation du nickel diffèrent entre les deux mollusques : l’accumulation chez Mytilus edulis commence lentement au début de l’exposition puis augmente rapidement, alors que le taux d’accumulation de Crassostrea virginica augmente rapidement dès le début de l’exposition, puis stagne un moment avant de suivre une nouvelle augmentation rapide. Les valeurs de BCF correspondantes sont présentées dans le tableau ci-dessus. Par ailleurs, l’épuration du nickel chez les deux organismes suit la même tendance : environ la moitié du nickel présent dans les tissus est éliminée deux semaines après arrêt de l’exposition, les pertes dans les semaines suivantes sont non significatives. Les  BCF ont été déterminés après la phase d’accumulation. Par conséquent les valeurs obtenues surestiment le potentiel de bioconcentration des espèces car la phase d’épuration n’est pas prise en compte. Par ailleurs, rien n’indique qu’un équilibre a été atteint avant la phase d’épuration.

Des valeurs de BCF élevées allant jusqu’à 59 600 L kg^-1 ont été reportées par Wilson (1983) sur un mollusque bivalve fouisseur Cerastoderma edule. Il n’a pas été possible pour le moment de valider cette étude. Par ailleurs cette valeur est certainement le résultat d’une accumulation par différentes voies à savoir la colonne d’eau et le sédiment. Il faudra par conséquent faire d’autant plus attention au compartiment sédimentaire. Pour l’empoisonnement secondaire cette valeur ne sera cependant pas prise en compte pour le moment.

Hertel et al. (1991) et McGrath (1995) proposent une gamme de concentrations en nickel dans les végétaux cultivés sur des sols non contaminés et de nature non serpentine : de 0,05 à 5 mg/kg (poids sec).

Plusieurs études conduisent à proposer des facteurs de bioconcentrations (BCF) pour des végétaux consommables qui seraient cultivés sur des sols présentant des teneurs en nickel au-delà des teneurs médianes observées sur le territoire français (Baize, 1997).

Dans l’étude de Cawse et al. (1976), le sol du site d’une usine d’extraction d’étain a été prélevé sur les premiers 45 cm, puis séché à l’air, débarrassé des matériaux les plus grossiers (de diamètre supérieur à 2 cm), et homogénéisé avant que des lots de 500 g ne soient individualisés. Chaque lot est utilisé pour remplir un pot en plastique de 18 cm de diamètre.

Les végétaux étudiés sont le pois (dwarf french « Phoenix stringless »), la carotte (« early scarlet horn »), la laitue (cabbage « fortune ») et le radis (« scarlet globe »). Une herbe (Festuca rubra) est également abordée dans cette étude, mais n’est pas présentée ici. Pour chaque végétal, trois graines sont plantées, chacune dans un pot différent. De l’azote est apporté à la période de l’ensemencement sous forme de solution de NH₄NO₃, de sorte que chaque pot reçoive environ 50 mg d’azote. Les tissus aériens ont été coupés au couteau, puis rincés trois fois à l’eau distillée. Les racines des carottes et des radis ont été grattées au couteau pour éliminer tout élément visible de sol, puis ont été rincées trois fois à l’eau distillée. Tous les échantillons de plante sont ensuite séchés au four à 60°C pendant une nuit. Les parties comestibles des plantes ont fait l’objet d’analyses de concentration en nickel total, exprimées en poids sec. Le tableau suivant donne les valeurs de BCF calculées à partir des résultats de cette étude. L’étude ne précise pas la nature du sol utilisé.

Dans l’étude de Yaman (2000), sept sites agricoles ont été sélectionnés (les caractéristiques générales de ces sols ne sont pas précisées). Sur chacun de ces sites, un échantillon de sol a été prélevé jusqu’à 10 cm de profondeur, et des échantillons de fruits ont été collectés à moins de 2 m du point de prélèvement de sol. Les fruits étudiés sont la griotte, la cerise, la mûre, et la fraise (les espèces ne sont pas précisées). Les fruits ont été lavés à l’eau courante du robinet, puis rincés deux fois à l’eau distillée, et enfin déposés sur un papier-filtre. Les échantillons de fruits et de sols ont été séchés à 85 °C. Des prises de 2 à 3 g d’échantillons (de fruits et de sols) ont été réduites en cendres après passage pendant 4 heures dans un four à 480°C. Un mélange de 1 ml d’acide nitrique (65%) et de 0,5 ml de peroxyde d’hydrogène (35%) a été ajouté à 1 g de cendres, pour tous les échantillons, l’ensemble étant agité et séché sur une plaque chauffante à basse température. Les résidus ont été dissous dans une solution d’acide nitrique à 1,5 mol/l et dilués à 30 ml. Les analyses de concentrations en nickel ont été conduites, sur matière sèche, à l’aide d’un spectrophotomètre d’absorption atomique à la flamme. Le tableau suivant donne les valeurs de BCF calculées à partir des résultats de cette étude. Seuls sont présentés les résultats relatifs aux sols dont les teneurs en nickel sont supérieures aux teneurs médianes observées sur le territoire français (Baize, 1997).

Dans le non contaminé (dénommé « sol non contaminé »), un sol exposé à des sources de pollution diffuses près d’un grand centre urbain (dénommé « sol moyennement contaminé »), et un sol provenant d’une ancienne décharge (dénommé « sol fortement contaminé ») ; seul les résultats relatifs à ce dernier sol sont présentés ci-après, les teneurs en nickel dans les deux autres types de sol étant très en deçà des teneurs médianes observées sur le territoire français (Baize, 1997). A partir de chacun de ces sols, des tas de 12 m par 12 m et de 0,5 m de profondeur ont été réalisés en un même endroit. Les sols de ces tas ont été fertilisés avec des niveaux équivalents (non précisés) d’azote, de phosphore et de potassium. Dans chacun des trois tas, 5 légumes en 10 répliquats ont été réalisées. Les 5 légumes sont la laitue (Lactuca sativa), la pomme de terre (Solanum tuberosum), la carotte (Daucus carota), le radis (Raphanus sativus) et le haricot vert (Phaseolus vulgaris). Les légumes ont été récoltés après avoir atteint la maturité. Tous les échantillons de légumes ont été lavés avant analyse jusqu’à ce qu’il n’y ait plus de particules de terre visibles. Les échantillons de carottes et de pommes de terre ont été séparés en deux ensembles : la peau des légumes a été conservée pour un ensemble et a été épluchée pour l’autre ensemble. Les répliquats provenant d’un même tas de sol ont été coupés en petits morceaux, mixés et séparés en plusieurs échantillons (3 à 5) pour l’analyse. Les analyses de sols et de légumes ont été réalisées sur la matière sèche. Tous les échantillons de sols ont subi une attaque à l’acide nitrique à 120 °C, avant que leur teneur en nickel ne soit analysée par ICP-AES. Tous les échantillons de légumes ont été digérés sous pression en présence d’acide nitrique à 160 °C, avant que leur teneur en nickel ne soit analysée par Spectrométrie d’Absorption Atomique avec correction Zeeman dans un four en graphite. Le tableau suivant donne les valeurs de BCF calculées à partir des résultats de cette étude.

La même étude de Samsøe-Petersen et al. (2002) porte également sur certains fruits et baies : la poire (pyrus communis), la prune (prunus domestica), la mûre (rosa pilicatus), le sureau (sambucus nigra), le cassis (ribes nigrum), le groseillier  rouge (ribes rubrum) et le groseiller à maquereaux (ribes uva-crispa). La noisette (corylus avellana) est également abordée dans cette étude, mais n’est pas présentée ici. Les échantillons ont été prélevés parmi 9 « jardins partagés » existants dans les environs d’une grande agglomération. Ces jardins potagers ont été regroupés selon leurs niveaux de contamination en : faiblement contaminés, moyennement contaminés et fortement contaminés ; seul les résultats relatifs à ce dernier jardin sont présentés ci-après, les teneurs en nickel dans les deux autres catégories de jardin étant très en deçà des teneurs médianes observées sur le territoire français (Baize, 1997). La nature des sols concernés n’a pas été précisée. Tous les échantillons de fruits ont été lavés avant analyse jusqu’à ce qu’il n’y ait plus de particules de terre visibles. Les échantillons d’un même site, ou issus de jardins présentant un niveau similaire de contamination, ont été coupés en petits morceaux, mixés et séparés en plusieurs sous-échantillons (2 à 11) pour l’analyse. Les analyses de sols et de fruits ont été réalisées sur la matière sèche. Tous les échantillons de sols ont subi une attaque à l’acide nitrique à 120°C, avant que leur teneur en nickel ne soit analysée par ICP-AES. Tous les échantillons de fruits ont été digérés à l’acide nitrique dans un four à micro-ondes, avant que leur teneur en nickel ne soit analysée par Spectrométrie d’Absorption Atomique avec correction Zeeman dans un four en graphite. Le tableau suivant donne les valeurs de BCF calculées à partir des résultats de cette étude.

Dans l’étude de Tüzen (2003), les échantillons de sol sont prélevés, sur une profondeur de 15 cm environ, dans des sols agricoles non contaminés, où sont cultivés les végétaux étudiés. Les caractéristiques générales des sols prélevés ne sont pas données dans l’étude. La tomate (espèce non précisée) est le seul végétal décrit ci-après (le poivre, le maïs et cinq variétés de champignons étant également abordés dans cette étude). Les échantillons de sol sont séchés à 110°C, broyés afin de passer au tamis à 0,2 mm, et conservés dans des bocaux en polyéthylène. Pour la digestion des échantillons de sol, 0,25 g de sol sont mis en contact pendant 26 mn dans un four à micro-ondes avec 6 ml de HCl (30%), 2 ml de HNO3 (65%) et 2 ml de HF (40%). Les échantillons de tomate sont nettoyés à l’eau distillée, séchés pendant 24 heures à 105°C, broyés et homogénéisés, et conservés dans des bocaux en polyéthylène. Pour la digestion des échantillons de tomate, 0,25 g de tomate sont mis en contact pendant 23 mn dans un four à micro-ondes avec 6 ml de HNO3 (65%) et 1 ml de H2O2 (30%). Les teneurs en nickel dans les échantillons ainsi préparés ont été analysées par Spectrométrie d’Absorption Atomique dans un four en graphite. Le tableau suivant donne la valeur de BCF proposées par cette étude.

AVERTISSEMENT AU LECTEUR

Du fait d’une toxicité différente des composés du nickel, il appartient à l’utilisateur de définir le contexte le plus adapté à sa situation et de juger de l’adéquation des valeurs rapportées en fonction de sa connaissance historique et géographique du site.

De nombreux composés du nickel existent et ils ne peuvent être tous cités de manière exhaustive. Seuls les principaux composés sont rapportés ci-dessous.

Ces derniers peuvent être regroupés en fonction de leur solubilité :

les composés très solubles dans l’eau : le chlorure de nickel, le sulfate de nickel, le nitrate de nickel, l’acétate de nickel et,

les composés peu solubles dans l’eau : l’oxyde de nickel et le sous sulfure de nickel.

Les composés très solubles dans l’eau présentant une toxicité similaire, ces derniers sont considérés dans ce document sous l’appellation « nickel et composés ». En revanche, l’oxyde de nickel présentant une faible solubilité et le sous sulfure de nickel, des atomes de souffre, ces deux substances sont considérées de façon indépendante.

Principaux composés du nickel

CLASSIFICATION

Les classifications du CLP, de l’IARC et l’US EPA sont rapportées. Elles peuvent être complétées si besoin par des éléments d’informations.

Pour le nickel et ses composés, la classification harmonisée de l’Union européenne (CE, 2008) concernant la cancérogénicité, la mutagénicité et la reproduction est rapportée ci-après :

- nickel (7440-02-0) :                              Carc. 2, H351

- nickel tétracarbonyle (13463-39-3) :    Carc. 2, H351 ; Repr. 1B, H360D

- acétate de nickel (373-02-4) :              Muta. 2, H341 ; Carc. 1A, H350 ; Repr. 1B, H360D

- chlorure de nickel (7718-54-9) :           Muta. 2, H341 ; Carc. 1A, H350 ; Repr. 1B, H360D

- nitrate de nickel (13138-45-9) :            Muta. 2, H341 ; Carc. 1A, H350 ; Repr. 1B, H360D

- oxyde de nickel (1313-99-1) :              Carc. 1A, H350

- sulfate de nickel (7786-81-4) :             Muta. 2, H341 ; Carc. 1A, H350 ; Repr. 1B, H360D

- sous sulfure de nickel (12035-72-2) :  Muta. 2, H341 ; Carc. 1A, H350

Les composés du nickel sont classés par l’IARC dans le groupe 1 et le nickel métallique est classé dans le groupe 2B (CIRC, 2012).

Le sous sulfure de nickel et les poussières de raffinerie de nickel sont classés par l’US EPA dans la classe A (substances cancérigènes pour l’homme) (US EPA (IRIS), 1991a, 1991b) et le nickel tétracarbonyle dans la classe B2 (substances probablement cancérigènes pour l’homme) (US EPA (IRIS), 1996).

D’après la classification harmonisée de l’Union Européenne des composés du nickel, il apparait clairement que les substances suivantes sont cancérogènes et mutagènes et doivent donc être considérées comme à effet sans seuil : acétate de nickel, chlorure de nickel, nitrate de nickel, sulfate de nickel et sous sulfure de nickel.

En ce qui concerne le nickel et ses autres composés, bien que l’Union Européenne ne les a pas classé comme mutagène, l’OMS considère que le nickel et ses composés doivent être considérés comme des substances à effet sans seuil (OMS, 2000).

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par inhalation

Nickel et composés

L’ATSDR propose un MRL de 0,2 µg Ni.m^-3 pour une exposition sub-chronique par inhalation au nickel et ses composés (ATSDR, 2005).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude réalisée chez des rats F344 mâles et femelles (10 animaux par sexe et par concentration), exposés à 0 - 0,03 - 0,06 - 0,11 – 0,22 et 0,44 mg Ni.m^-3 sous forme de sulfate de nickel hexahydraté (diamètre aérodynamique médian en masse = 1,81 - 3,08 µm), 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 13 semaines (NTP, 1996a). Une hyperplasie de l'épithélium alvéolaire associée à une légère accumulation de macrophages observée entre 0,03 et 0,11 mg Ni.m^-3 n’a pas été considérée par les auteurs comme un effet néfaste. En revanche, des infiltrats interstitiels ont été observés chez les mâles exposés à 0,11 mg Ni.m^-3, ainsi qu'une inflammation chronique caractérisée par un léger épaississement des cloisons alvéolaires. Une NOAEC de 0,06 mg Ni.m^-3 a donc été déterminée pour les effets inflammatoires. Pour tenir compte d’une exposition continue, cette valeur a été ajustée à 0,011 mg Ni.m^-3 (0,06 mg Ni.m^-3 x 6h/24h x 5j/7j). Pour tenir compte des différences de dépôt pulmonaire entre le rat et l’homme, un facteur « regional deposited dose ratio (RDDR) » de 0,474 a été utilisé, ce qui conduit à une NOAEC_HEC (human equivalent concentration) de 0,0052 mg Ni.m^-3. Ce RDDR a été déterminé à partir d’un logiciel de l’US EPA intégrant les paramètres suivants : diamètre moyen des particules 2,11 µm (déviation standard sigma g de 2,7), poids des rates par défaut 0,124 kg, volume minute 101,3 mL et surface pulmonaire 0,34 m².

Facteur d’incertitude : un facteur total de 30 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine et un facteur 3 pour les différences pharmacodynamiques entre l’animal et l’homme (les différences pharmacocinétiques ayant été prises en compte par le facteur RDDR).

Calcul : 0,0052 mg Ni.m^-3 x 1/30 = 0,000173 mg Ni.m^-3 (arrondi à 0,2 µg Ni.m^-3)

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation

Nickel et composés solubles

L’ANSES propose de retenir la valeur de référence (ReV) de 0,23 µg Ni.m^-3 établi par la Texas Commission of Environmental Quality (TCEQ, 2011) pour une exposition chronique par inhalation au nickel et ses composés (Anses, 2015).

Cette valeur a été établie à partir de la même étude chez les rats que celle retenue par l’ATSDR (NTP, 1996b). La même NOAEC de 0,03 mg Ni.m^-3 a été définie pour les effets pulmonaires (inflammation chronique, fibrose pulmonaire) et le même ajustement temporel a été réalisé : 0,03 mg Ni.m^-3 x 6h/24h x 5j/7j = 0,0054 mg Ni.m^-3. Un ajustement dosimétrique a été réalisé afin de tenir compte des différences de dépôt pulmonaire entre le rat et l’homme, un facteur « regional deposited dose ratio (RDDR) » de 1,313 a été utilisé, ce qui conduit à un NOAEC_HEC (human equivalent concentration) de 0,007 mg Ni.m^-3.

Facteur d’incertitude : un facteur total de 30 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine, et un facteur 3 pour les différences pharmacodynamiques entre l’animal et l’homme (les différences pharmacocinétiques ayant été prises en compte lors de l’ajustement dosimétrique).

Calcul : 0,007 mg Ni.m^-3 x 1/30 = 0,234 µg Ni.m^-3 (arrondi à 0,23 µg Ni.m^-3)

Sous-sulfure de Nickel 

Santé Canada propose une CA de 1,8.10^-2 µg Ni.m^-3 pour l’exposition chronique par inhalation au sous sulfure de nickel (Santé Canada, 2021).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude chez des rats et des souris exposés à du sous sulfure de nickel par inhalation 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 90 jours à des concentrations de 0,11 à 1,8 mg Ni.m^-3 de nickel (Benson et al., 1990 ; Dunnick et al., 1989). Une LOEC (rats) et une NOEC (souris) de 0,1 mg Ni.m^-3 de nickel ont été déterminées pour les effets pulmonaires, soit une valeur de 0,0178 mg Ni.m^-3 de nickel pour tenir compte d’une exposition continue (0,1 x 6h/24h x 5j/7j).

Facteur d’incertitude : un facteur total de 1 000 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine, un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme, et un facteur 10 pour l’extrapolation à une exposition chronique.

Calcul : 0,0178 mg Ni.m^-3 x 1/1 000 = 0,0000178 mg Ni.m^-3 (arrondi à 1,8.10^‑5 mg Ni.m^-3)

Oxyde de Nickel 

L’OEHHA propose un REL de 2.10^-2 µg Ni.m^-3 pour l’exposition chronique par inhalation à l’oxyde de nickel (OEHHA, 2012).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude chez des souris B6CF₁ mâles et femelles exposées à de l’oxyde de nickel par inhalation 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 104 semaines (NTP, 1996c). Pour les effets pulmonaires (protéinose alvéolaire), une BMCL₀₅ de 117 µg Ni.m^-3 a été déterminée, soit une valeur de 20,9 µg.m^-3 pour tenir compte d’une exposition continue (117 µg Ni.m^-3 x 5j/7j x 6h/24h). Afin de prendre en compte les différences de dépôt pulmonaire entre la souris et l’homme, un facteur d’ajustement dosimétrique (DAF) de 0,096 a été utilisé, ce qui conduit à une BMCL₀₅ équivalente pour l’homme de 2 µg Ni.m^-3. Ce DAF a été déterminé à l’aide du modèle Multiple Path Particle Dosimetry (MPPD2) en intégrant les paramètres suivants : diamètre moyen des particules de 2,8 µm, écart type géométrique de 1,87 µm, densité 7,45 g.cm^-3.

Facteur d’incertitude : un facteur total arrondi à 100 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour l’extrapolation de données animales à l’homme et un facteur 30 pour la variabilité au sein de la population humaine (10 pour les différences pharmacodynamiques et 3 pour les différences pharmacocinétiques).

Calcul : 2 µg Ni.m^-3 x 1/100 = 0,02 µg Ni.m^-3

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

Nickel et composés 

L’EFSA propose une TDI de 13.10^-3 mg Ni.kg^-1.j^-1 pour une exposition chronique par voie orale au nickel et ses composés (Efsa, 2020).

Cette valeur a été proposée en 2015 et reprise en 2020 sans changement. Cette valeur est établie à partir de deux études de reproduction. La première étude est une étude sur une génération dans laquelle des rats femelles ont été exposées à des doses de 0 - 2,2 - 4,4 - 6,6 - 11 - 17 mg Ni.kg^-1.j^-1 sous forme de sulfate de nickel hexahydraté par gavage deux semaines avant l’accouplement jusqu’à la fin de la gestation (SLI,  2000a). La deuxième étude est une étude sur deux générations où les rats femelles ont été exposées à des doses de 0 - 0,2 - 0,6 - 1,1 - 2,2 mg Ni.kg^-1.j^-1 sous forme de nickel hexahydraté par gavage 10 semaines avant accouplement jusqu’à la fin de la lactation (SLI,  2000b). L’analyse de l’incidence des portées avec des pertes post-implantation dans ces deux études a permis de déterminer la BMDL₁₀ de 1,3 mg Ni.kg^‑1.j^-1. Cette valeur a été retenue pour l’étude sur deux générations.

Facteur d’incertitude : un facteur total de 100 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine et un facteur 10 pour l’extrapolation des données animales à l’homme.

Calcul : 1,3 mg Ni.kg^-1.j^-1 x 1/100 = 0,013 mg Ni.kg^-1.j^-1

Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation

Nickel et composés 

L’ANSES propose de retenir le ERU_i de 1,7.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1 établi par la Texas Commission of Environmental Quality (TCEQ, 2011) pour le nickel et ses composés (Anses, 2015).

Cette valeur a été déterminée à partir des études de études épidémiologiques de cancérogénèse effectuées sur des travailleurs de raffinerie de nickel (Grimsrud et al., 2003 ; Enterline et Marsh, 1982) qui présentaient une augmentation de l’incidence des cancers du poumon. L’exposition a été ajustée pour une exposition à une durée de vie entière puis les données ont été traitées par un modèle d’extrapolation linéaire.

La concentration associée à un risque de 10^-5 est de 0,059 µg Ni.m^-3 (10^-5 / 2,6.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

La concentration associée à un risque de 10^-6 est de 0,0059 µg Ni.m^-3 (10^-6 / 2,6.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

Sous-sulfure de Nickel 

L’US EPA (IRIS) propose un ERU_i de 4,8.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1 pour le sous sulfure de nickel (1991b).

Les poussières de raffinerie de nickel sont constituées d’environ 50 % de sous sulfure de nickel. Ainsi, la valeur de l’ERU_i du sous sulfure de nickel a été obtenue en multipliant par deux la valeur de l’ERU_i calculée pour les poussières de raffinerie de nickel.

La concentration associée à un risque de 10^-5 est de 0,021 µg Ni.m^-3 (10^-5 / 4,8.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

La concentration associée à un risque de 10^-6 est de 0,0021 µg Ni.m^-3 (10^-6 / 4,8.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

Selon les recommandations de l’US EPA, ce risque unitaire ne devrait pas être utilisé si la concentration de nickel dans l’air dépasse 20 µg Ni.m^-3.

Effets à seuil - Exposition aiguë par inhalation

Nickel et composés

L’OEHHA propose un REL de 0,2 µg Ni.m^-3 pour une exposition aiguë de 1 heure par inhalation au nickel et ses composés (excepté le nickel carbonyle) (OEHHA, 2012).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude chez des souris exposées à 0 - 100 - 250 - 375 - 490 µg.m^-3 de nickel sous forme dichlorure de nickel (aérosols, particules inférieures à 3 µm) pendant 2 heures (Graham et al., 1978). Une inhibition de la production d’anticorps en réponse à des érythrocytes de mouton a été observée 24 heures après l’exposition. Une relation dose-réponse est constatée et une BMCL de 165 µg Ni.m^-3 a été déterminée. Un ajustement temporel pour une durée d’exposition de 1 heure a été réalisé en utilisant la loi de Haber : Cⁿ x T = K avec n = 2, d’où une BMCL de 233 µg Ni.m^‑3.

Facteur d’incertitude : un facteur total de 1 000 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour l’incertitude associée au niveau de réponse de la BMCL, un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme, un facteur 30 pour la variabilité au sein de la population humaine afin de prendre en compte la sensibilité accrue des enfants (3 pour les différences pharmacodynamiques et 10 pour les différences pharmacocinétiques).

Calcul : 233 µg Ni.m^-3 x 1/1 000 = 0,233 µg Ni.m^-3 (arrondi à 0,2 µg Ni.m^-3)

L’OEHHA propose un REL de 6.10^-2 µg Ni.m^-3 pour une exposition aiguë de 8 heures par inhalation au nickel et ses composés (OEHHA, 2012).

Cette valeur a été établie à partir d’études chez des rats mâles et femelles exposés à des concentrations de 0,12 à 0,5 mg.m^-3 de nickel sous forme de sulfate de nickel hexahydraté (soit de 0,03 à 0,44 mg Ni.m^-3), 6,2 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 13 semaines (NTP, 1996a). Une NOAEC de 30 µg Ni.m^-3 pour une exposition de 13 semaines a été déterminée pour les effets pulmonaires (hyperplasie de l’épithélium alvéolaire). Afin de prendre en compte les différences de dépôt pulmonaire entre le rat et l’homme, un facteur d’ajustement dosimétrique (DAF) de 0,264 a été utilisé. Ce DAF a été déterminé à l’aide du modèle Multiple Path Particle Dosimetry (MPPD2) en intégrant les paramètres suivants : diamètre moyen des particules de 2,5 µm, écart type géométrique de 2,38 µm, densité 2,07 g.cm^-3. Un ajustement a également été réalisé pour tenir compte d’une exposition continue. Une NOAEC équivalente pour l’homme de 5,65 µg Ni.m^-3 a donc été déterminée (30 µg Ni/m³ x 0,264 x 5/7 jours/semaine).

Facteur d’incertitude : un facteur total de 100 a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour l’extrapolation de données animales à l’homme et un facteur 30 pour la variabilité au sein de la population humaine afin de prendre en compte la sensibilité accrue des enfants (10 pour les différences pharmacodynamiques et 3 pour les différences pharmacocinétiques).

Calcul : 5,65 µg Ni.m^-3 x 1/100 = 0,0565 µg Ni.m^-3 (arrondi à 0,06 µg Ni.m^-3)

Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation

Nickel et composés solubles

L’ATSDR propose un MRL de 9.10^-2 µg Ni.m^-3 pour une exposition chronique par inhalation au nickel (ATSDR, 2005).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude chez des rats F344 mâles et femelles exposés à 0 - 0,03 - 0,06 et 0,11 mg Ni.m^-3 sous forme de sulfate de nickel hexahydraté (diamètre aérodynamique médian en masse = 2,24 - 2,50 µm), 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 2 ans (NTP, 1996b). Des lésions pulmonaires caractérisées par une inflammation chronique, une hyperplasie avec infiltration des macrophages alvéolaires, une protéinose alvéolaire et une fibrose ont été constatées aux concentrations de 0,06 et 0,11 mg Ni.m^-3. Une NOAEC de 0,03 mg Ni.m^-3 a été définie pour les effets pulmonaires (inflammation chronique, fibrose pulmonaire). Pour tenir compte d’une exposition continue, cette valeur a été ajustée à 0,0054 mg Ni.m^-3 (0,03 mg Ni.m^-3 x 6h/24h x 5j/7j).

Pour tenir compte des différences de dépôt pulmonaire entre le rat et l’homme, un facteur « regional deposited dose ratio (RDDR) » de 0,506 a été utilisé, ce qui conduit à un NOAEC_HEC (human equivalent concentration) de 0,0027 mg Ni.m^-3. Ce RDDR a été déterminé à partir d’un logiciel de l’US EPA intégrant les paramètres suivants : diamètre moyen des particules 2,5 µm (déviation standard sigma g de 2,38), poids des rates par défaut 0,229 kg, volume minute 167,3 mL, surface pulmonaire 0,34 m².

Facteur d’incertitude : un facteur total de 30 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine, et un facteur 3 pour les différences pharmacodynamiques entre l’animal et l’homme (les différences pharmacocinétiques ayant été prises en compte par le facteur RDDR).

Calcul : 0,0027 mg Ni.m^-3 x 1/30 = 9.10^-5 mg Ni.m^-3

L’OEHHA propose un REL de 1,4.10^-2 µg Ni.m^-3 pour une exposition chronique par inhalation au nickel et ses composés (excepté l’oxyde de nickel) (OEHHA, 2012).

Cette valeur a été établie à partir de la même étude réalisée chez des rats F344/N exposés à du sulfate de nickel hexahydraté par inhalation 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 104 semaines (NTP, 1996b). L’OEHHA a conclu que les résultats de cette étude réalisée avec du nickel hexahydraté et la VTR qui en dérive étaient applicables au nickel et ses composés (solubles) à l’exception de l’oxyde de nickel.

Pour les effets sur les poumons (protéinose alvéolaire), une BMCL₀₅ de 30,5 µg Ni.m^-3 a été déterminée, soit une valeur de 5,4 µg Ni.m^-3 pour tenir compte d’une exposition continue
(30,5 µg Ni.m^-3 x 5j/7j x 6h/24h).

Afin de prendre en compte les différences de dépôt pulmonaire entre le rat et l’homme, un facteur d’ajustement dosimétrique (DAF) de 0,26 a été utilisé par l’OEHHA, ce qui conduit à une BMCL₀₅ équivalente chez l’homme de 1,4 µg Ni.m^‑3. Ce DAF a été déterminé à l’aide du modèle Multiple Path Particle Dosimetry (MPPD2) en intégrant les paramètres suivants : diamètre moyen des particules de 2,5 µm, écart type géométrique de 2,38 µm, densité 2,07 g.cm^-3.

Facteur d’incertitude : un facteur total de 90 (arrondi à 100) a été appliqué correspondant à un facteur 3 pour l’extrapolation de données animales à l’homme et un facteur 30 pour la variabilité au sein de la population humaine afin de prendre en compte la sensibilité accrue des enfants (10 pour les différences pharmacodynamiques et 3 pour les différences pharmacocinétiques).

Calcul : 1,4 µg Ni.m^-3 x 1/100 = 0,014 µg Ni.m^-3

Le RIVM propose une CTA de 5.10^-2 µg Ni.m^-3 pour une exposition chronique par inhalation au nickel et ses composés (excepté l’oxyde de nickel) (Baars et al., 2001).

Cette valeur a été établie à partir de la même étude réalisée chez des rats F344/N exposés à du sulfate de nickel hexahydraté par inhalation, 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 104 semaines (NTP, 1996b). Pour les effets sur les poumons, l’épithélium nasal et les ganglions lymphatiques, une NOAEC de 30 µg Ni.m^-3 a été déterminée, soit une valeur de 5,4 µg Ni.m^-3 pour tenir compte d’une exposition continue (30 µg Ni.m^-3 x 5j/7j x 6h/24h).

Facteur d’incertitude : Le RIVM a appliqué un facteur total de 100 correspondant à un facteur d’incertitude 10 pour la variabilité au sein de la population humaine et un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme.

Calcul : 5,4 µg Ni.m^-3 x 1/100 = 0,054 µg Ni.m^-3 (arrondi à 0,05 µg Ni.m^-3)

Indice de confiance : élevé pour la VTR élaborée

Sulfate de Nickel

Santé Canada propose une CA de 2.10^-2 µg Ni.m^-3 pour l’exposition chronique par inhalation au sulfate de nickel (Santé Canada, 2021).

Cette valeur a été obtenue à partir d’une étude réalisée chez des rats F344/N et les souris exposés à du sulfate de nickel hexahydraté par inhalation 6 heures par jour, 5 jours par semaine, pendant 2 ans, à des doses de 0 - 0,03 - 0,06 et 0,11 mg Ni.m^-3 de nickel pour les rats et 0 - 0,06 - 0,11 et 0,22 mg Ni.m^-3 de nickel pour les souris (NTP, 1996b).

Une toxicité de l’appareil respiratoire a été observée comprenant une inflammation pulmonaire, une inflammation chronique active, des hyperplasies des macrophages et des lymphoïdes, une protéinose alvéolaire et une fibrose, une atrophie de l’épithélium olfactif. Ces effets conduisent à retenir une LOAEC de 0,06 mg Ni.m^-3, soit une valeur de 0,011 mg Ni.m^-3 pour tenir compte d’une exposition continue (0,06 mg Ni.m^-3 x 5j/7j x 6h/24h).

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Facteur d’incertitude : un facteur total de 1 000 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine, un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme et un facteur 10 pour l’extrapolation à une exposition chronique.

Calcul : 0,011 mg Ni.m^-3 x 1/1 000 = 0,000011 mg Ni.m^-3 (arrondi à 2,0.10^‑5 mg Ni.m^‑3)

Nickel métal

Santé Canada propose une CA de 1,8.10^-2 µg Ni.m^-3 pour l’exposition chronique par inhalation au nickel métal (Santé Canada 2021).

Cette valeur a été obtenue à partir d’une étude réalisée chez des lapins exposés à du nickel métal, 6 heures par jour, 5 jours par semaine, jusqu’à huit mois, à la concentration de 0,1 mg Ni.m^-3 (Camner et Johansson, 1992 ; Curstedt et al., 1983 ; Johansson et al., 1983 ; Lundborg et Camner, 1981). De légères modifications de la morphologie et de la fonction des cellules alvéolaires ont été observées : augmentation de la densité des cellules alvéolaires de type II et augmentation des concentrations en phosphatidylcholines disaturées dans le poumon. Une LOEC de 0,1 mg Ni.m^-3 a été déterminée (Johansson et al., 1983), soit une valeur de 0,0178 mg Ni.m^-3 pour tenir compte de l’ajustement à une exposition continue (0,1 mg Ni.m^-3 x 5j/7j x 6h/24h).

Facteur d’incertitude : un facteur total de 1 000 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine, un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme, et un facteur 10 pour tenir compte de l’insuffisance des données de cancérogénicité, de l’extrapolation à une exposition chronique et pour les limites de l’étude.

Calcul : 0,0178 mg Ni.m^-3 x 1/1 000 = 0,0000178 mg Ni.m^-3 (arrondi à 1,8.10^‑5 mg Ni.m^-3)

Oxyde de Nickel 

Santé Canada propose une CA de 2,5.10^-2 µg Ni.m^-3 pour l’exposition chronique par inhalation à l’oxyde de nickel (Santé Canada, 2021).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude réalisée chez des rats exposés de façon continue à 0,025 et 0,150 mg Ni.m^-3 de nickel sous forme d’oxyde de nickel (produit par décomposition d’acétate de nickel) pendant 4 mois (Spiegelberg et al., 1984). Une LOEC de 0,025 mg Ni.m^-3 a été déterminée pour les effets pulmonaires (augmentation du nombre de granulocytes et de lymphocytes alvéolaires, augmentation du nombre de macrophages alvéolaires multinucléés).

Facteur d’incertitude : un facteur total de 1 000 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine, un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme et un facteur 10 pour tenir compte de l’extrapolation à une exposition chronique et de l’utilisation d’une LOEC.

Calcul : 0,025 mg Ni.m^-3 x 1/1 000 = 2,5.10^-5 mg Ni.m^-3

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale

Nickel et composés 

L’OEHHA propose une REL de 1,1.10^-2 mg Ni.kg^-1.j^-1 pour une exposition chronique par voie orale au nickel et ses composés (OEHHA, 2012).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude de reprotoxicité sur deux générations réalisée chez des rats Sprague-Dawley exposés à 0 - 0,22 - 0,56 - 1,12 - 2,23 mg Ni.kg^-1.j^-1 sous formede sulfate de nickel hexahydraté par gavage (NiPERA, 2000). Les rats de la génération parent-F₀ ont été exposés 10 semaines avant l’accouplement, pendant la gestation et jusqu’au 21^ème jour postnatal. La génération descendance-F₁ a été exposée in utero et pendant la lactation via la mère puis par gavage du 22^ème jour postnatal jusqu’au 92^ème jour postnatal. Pour la plus forte dose, une mortalité précoce de la descendance est observée. Un LOAEL de 2,23 mg Ni.kg^-1.j^-1 et un NOAEL de 1,12 mg Ni.kg^-1.j^-1 ont été déterminés.

Facteur d’incertitude : un facteur total 100 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme et un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine.

Calcul : 1,12 mg Ni.kg^-1.j^-1 x 1/100 = 0,0112 mg Ni.kg^-1.j^-1 (arrondi à 0,011 mg Ni.kg^-1.j^-1)

L’US EPA (IRIS) propose une RfD de 2.10^-2 mg Ni.kg^-1.j^-1 pour le nickel et ses composés (US EPA, 1996).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude réalisée chez des rats exposés à 0 - 100 - 1 000 - 2 500 ppm de nickel sous forme de sulfate de nickel (soit 0 - 5 - 50 - 125 mg Ni.kg^-1.j^-1) dans la nourriture, pendant 2 ans (Ambrose et al., 1976). Une réduction significative du poids corporel a été observée à la plus forte concentration chez les mâles et les femelles. Pour les deux plus fortes concentrations, une augmentation du ratio du poids du cœur par rapport au poids corporel, et une diminution du ratio du poids du foie par rapport au poids corporel ont été observées chez les femelles. Un LOAEL de 50 mg Ni.kg^-1.j^-1 et un NOAEL de 5 mg Ni.kg^-1.j^-1 ont été déterminés.

Facteur d’incertitude : un facteur total 300 a été appliqué correspondant à un facteur 10 pour la variabilité au sein de la population humaine, un facteur 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme, et un facteur 3 pour tenir compte de certaines limitations dans les études de reproduction (notamment concernant l’analyse statistique et des températures trop élevées lors de l’étude qui rendent délicate l’utilisation de certains résultats).

Calcul : 5 mg.kg^-1.j^-1 x 1/300 = 0,0166 mg.kg^-1.j^-1 (arrondi à 0,02 mg.kg^-1.j^-1)

Indice de confiance : L’US EPA attribue un indice de confiance faible pour la qualité de l’étude source, et moyen pour la complétude de la base de données et de la VTR élaborée.

Le RIVM propose un TDI de 5.10^-2 mg Ni.kg^‑1.j^-1 pour une exposition chronique par voie orale au nickel et ses dérivés (Baars et al., 2001).

Cette valeur a été établie à partir de la même étude (Ambrose et al., 1976) que celle décrite précédemment et utilisée par l’US EPA (1996) pour le calcul de la RfD (0,02 mg Ni.kg^-1.j^-1). Un LOAEL de 50 mg Ni.kg^‑1.j^‑1 et un NOAEL de 5 mg Ni.kg^-1.j^-1 ont été déterminés.

Facteur d’incertitude : un facteur total de 100 a été appliqué correspondant à un facteur de 10 pour la variabilité au sein de la population humaine et un facteur de 10 pour l’extrapolation de données animales à l’homme.

Calcul : 5 mg Ni.kg^-1.j^-1 x 1/100 = 0,05 mg Ni.kg^-1.j^-1

Indice de confiance : le RIVM attribue un indice de confiance élevé pour sa VTR.

L’OMS propose une TDI de 1,3.10^-2 mg Ni.kg^-1.j^-1 pour une exposition chronique par voie orale au nickel (OMS, 2022).

Cette valeur reprend la valeur de l’Efsa décrite ci-dessous. Elle repose sur une étude sur deux générations chez le rat (SLI, 2000b). L’effet critique retenu est l’augmentation de l’incidence des pertes post-implantatoires par portée chez les rats. Une BMDL₁₀ 1,3 mg.kg^-1.j^-1 a été calculée.

Facteur d’incertitude :

Un facteur 100 est appliqué pour tenir compte de la variabilité inter et intra espèces.

Calcul : 1,3 mg.kg^-1.j^-1 x1/100 =13 µg.kg^-1.j^-1

Santé Canada propose une DJT de 1,2.10^-2 mg Ni.kg^-1.j^-1 pour l’exposition chronique par voie orale au sulfate de nickel (2021).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude épidémiologique (expositions contrôlées) exposées via l’eau potable par voie orale à des doses de 12 µg Ni.kg^-1.pc (Nielsen et al., 1999). L’observation étant réalisée à 72 h après l’exposition. Cette construction repose sur celle de la précédente valeur de l’OMS.

Facteur d’incertitude : Aucun facteur n’a été appliqué.

Santé Canada propose une DJT de 1,3.10^-3 mg Ni.kg^-1.j^-1 pour l’exposition chronique par voie orale au chlorure de nickel (Santé Canada, 2021).

Cette valeur a été établie à partir d’une étude expérimentale sur la reproduction chez le rat (Smith et al., 1993) exposé via l’eau potable avant l’accouplement pendant la période d’accouplement, la gestation et la lactation aux doses de 0 - 1,3 - 6,8 - 31,6 mg Ni.kg^-1.j^-1, sous forme de chlorure de nickel. L’effet critique retenu est la léthalité périnatale qui survient dès la plus faible dose soit le LOAEL de 1,3 mg Ni.kg^-1.j^-1.

Facteur d’incertitude : Un facteur d’incertitude 1 000 a été retenu correspondant à un facteur 10 pour la variabilité inter espèce, un facteur 10 pour la variabilité intra espèce et un facteur 10 l’utilisation d’un LOAEL.

Calcul : 1,3 mg Ni.kg^-1.j^-1 x 1/1 000 = 0,0013 mg Ni.kg^-1.j^-1

Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation

Nickel et composés 

L’OEHHA propose un ERU_i de 2,6.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1 pour le nickel et ses composés (OEHHA, 2011).

Cette valeur a été déterminée à partir des études épidémiologiques de cancérogénèse menées chez des travailleurs de raffinerie de nickel de l’Ontario (Chovil et al., 1981 ; Roberts et al., 1983 ; Muir et al., 1984) qui présentaient une augmentation de l’incidence des cancers du poumon. L’exposition a été ajustée pour une exposition à une durée de vie entière puis les données ont été traitées par un modèle d’extrapolation linéaire.

La concentration associée à un risque de 10^-5 est de 0,038 µg Ni.m^-3 (10^-5 / 2,6.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

La concentration associée à un risque de 10^-6 est de 0,0038 µg Ni.m^-3 (10^-6 / 2,6.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

L’OMS propose un ERU_i de 3,8.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1 pour le nickel (OMS, 2000).

Cette valeur a été déterminée à partir d’études épidémiologiques de cancérogénèse effectuées chez des travailleurs de raffinerie de nickel de Norvège (Andersen, 1992 ; Andersen et al., 1996) dans lesquelles une augmentation de l’incidence des cancers du poumon a été constatée. En utilisant un risque estimé de 1,9 et une exposition de 2,5 mg Ni.m^-3, une exposition vie entière de 155 µg Ni.m^-3, un excès de risque unitaire de 3,8.10^-4 a été calculé.

La concentration associée à un risque de 10^-5 est de 0,026 µg Ni.m^-3 (10^-5 / 3,8.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

La concentration associée à un risque de 10^-6 est de 0,0026 µg Ni.m^-3 (10^-6 / 3,8.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

Composés solubles du nickel

Santé Canada propose un ERU_i de 1,3.10^-3 (µg.m^-3)^-1 pour inorganiques oxygénés, sulfurés et les dérivés solubles du nickel (Santé Canada, 2021).

Cette valeur a été déterminée à partir des études épidémiologiques de cancérogénèse menées chez des travailleurs de raffinerie et d’extraction de nickel de l’Ontario et de Norvège (Doll et al., 1990). Elle est établie en considérant la mortalité par cancer du poumon, du nez, des reins de la prostate et de la cavité buccale. Une valeur de concentration tumorigène 5 % (TC05) de 0,04 (mg Ni.m^-3)^-1 a été déterminée. Une valeur de 1,3 (mg.m^-3)^-1 a été établie, soit une valeur de 1,3.10^-3 (µg.m^-3)^-1. Aucune information complémentaire n’est disponible sur la construction de cette valeur.

La concentration associée à un risque de 10^-5 est de 0,0077 µg.m^-3 (10^-5 / 1,3.10^-3 (µg.m^-3)^-1).

La concentration associée à un risque de 10^-6 est de 0,00077 µg.m^-3 (10^-6 / 1,3.10^-3 (µg.m^-3)^-1).

Poussières de raffinerie de nickel

L’US EPA (IRIS) propose un ERU_i de 2,4.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1 pour les poussières de raffinerie de nickel (US EPA, 1991a).

Cette valeur a été calculée à partir des études épidémiologiques de cancérogénèse effectuées sur des travailleurs de raffinerie de nickel (Chovil et al., 1981 ; Enterline et Marsh, 1982 ; Magnus et al., 1982 ; Peto et al., 1984) présentant une augmentation de l’incidence des cancers du poumon. Les données ont été traitées par un modèle d’extrapolation additif et multiplicatif. Selon les recommandations de l’US EPA, ce risque unitaire ne devrait pas être utilisé si la concentration de nickel dans l’air dépasse 40 µg Ni.m^-3.

La concentration associée à un risque de 10^-5 est de 0,042 µg Ni.m^-3 (10^-5 / 2,4.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).

La concentration associée à un risque de 10^-6 est de 0,0042 µg Ni.m^-3 (10^-6 / 2,4.10^-4 (µg Ni.m^-3)^-1).