Identification

Numero CAS

58-89-9

Nom scientifique (FR)

Lindane

Nom scientifique (EN)

1,2,3,4,5,6-hexachlorocyclohexane

Autres dénominations scientifiques (Autre langues)

lindane ; gamma-1,2,3,4,5,6-hexachlorocyclohexane ; gamma-hch ; gamma-bhc ; 1,2,3,4,5,6-hexachlorocyclohexane, gamma-isomer ; 1-alpha,2-alpha,3-beta,4-alpha,5-alpha,6-beta-hexachlorocyclo hexane ; benzene hexachloride-gamma-isomer ; benzene-1,2,3,4,5,6-hexachloride ; cyclohexane, 1,2,3,4,5,6-hexachloro-, (1 alpha,2 alpha,3 beta,4 alpha,5 alpha,6 beta)- ; cyclohexane, 1,2,3,4,5,6-hexachloro-, gamma-isomer ; gamma-benzene hexachloride ; gamma-hexachlorocyclohexane

Code EC

200-401-2

Code SANDRE

1203

Numéro CIPAC

-

Formule chimique brute

\(\ce{ C6H6Cl6 }\)

Code InChlKey

JLYXXMFPNIAWKQ-GNIYUCBRSA-N

Code SMILES

Cl[C@@H]1[C@H](Cl)[C@@H](Cl)[C@H](Cl)[C@H](Cl)[C@H]1Cl

Classification CLP

Type de classification

Harmonisée

ATP insertion

CLP00

Description de la classification

Classification harmonisée selon réglement 1272/2008 ou CLP

Mentions de danger
Mention du danger - Code H301
Mention du danger - Texte Toxique en cas d'ingestion
Classe(s) de dangers Toxicité aiguë
Libellé UE du danger -
Limites de concentration spécifique -
Facteur M M=10
Estimation de toxicité aigüe -
Fiche ECHA
Fiche ECHA

Règlementations

Généralités

Poids moléculaire

290.80 g/mol

Tableau des paramètres

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrosolubilité 10 mg.L-1
à 20°C
INERIS (2007)
Hydrosolubilité 8.35 mg.L-1
dans l'eau tamponnée à pH 5, à 25°C
UE (2005) p.22
Hydrosolubilité 8.52 mg.L-1
dans l'eau déionisée à 25°C
UE (2005) p.22
Densité 1.87 -
20°C
INERIS (2007)
Pression de vapeur 0.00125 Pa
valeur moyenne
INERIS (2007)
Pression de vapeur 0.0044 Pa
à 24°C
UE (2005) p.22
Point d'ébullition 323.4 °C INERIS (2007)
Constante de Henry 0.15 Pa.m3.mol-1
à 25°C, pureté >99.5%
UE (2005) p.22
Constante de Henry 0.355 Pa.m3.mol-1
à 25°C
INERIS (2007)
Diffusivité dans l'air (Da) 0.0142 cm2.s-1 INERIS (2007)
Diffusivité dans l'eau (Dw) 7.34e-06 cm2.s-1 INERIS (2007)
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 3.5 - UE (2005) p.22
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 3.69 - Expérimentation FOOTPRINT
Coefficient de partage octanol/eau (Log Kow) 3.7 -
de 3.2 à 3.9
INERIS (2007)
Perméabilité cutanée à une solution aqueuse 0.014 cm.h-1 INERIS (2007)
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Bibliographie

Matrices

Atmosphère

FDTE/VTR Importer Le lindane en phase gazeuse peut s’adsorber sur des particules solides et être à nouveau déposé. Les taux de disparition du lindane par précipitation et dépôt humide sont respectivement de 2,5 % et 3,3 % par semaine. Le temps de résidence moyen du lindane dans l’atmosphère a été ainsi estimé à 17 semaines (ATSDR, 1994 ; HSDB, 2002). Par ailleurs, le lindane peut se dégrader partiellement par réaction photochimique avec des radicaux hydroxyles pour donner des pentachlorocyclohexènes et tétrachlorocyclohexènes. Cependant, ce phénomène est considéré comme très peu significatif (ATSDR, 1994). La demi-vie par photooxydation proposée par la littérature est égal à 270 jours.

Milieu eau douce

FDTE/VTR Importer Le lindane est peu soluble dans l’eau. Il pourra disparaître par adsorption sur les sédiments, biodégradation ou absorption par la faune (Extoxnet, 1996). Bien que le lindane soit plus volatil que la plupart des autres insecticides organochlorés, son évaporation à partir de l’eau demeure toutefois un processus lent, mineur par rapport à la volatilisation à partir des sols (ATSDR, 1994). Sa demi-vie par évaporation est estimée à 191 jours (Mackay et Leinonen, 1975).

Milieu terrestre

FDTE/VTR Importer Le lindane est considéré comme très peu mobile dans les sols. Étant donné son caractère lipophile, il est fortement adsorbé par les sols riches en matières organiques et ne sera lessivé qu’en présence de fortes précipitations. Il sera en revanche plus mobile dans les sols pauvres en matière organique. Une contamination des eaux souterraines ne pourra ainsi être exclue en présence de tels sols (OMS IPCS, 1991 ; Extoxnet, 1996 ; ATSDR, 1994). Après application du lindane, une partie non négligeable peut s’évaporer : les taux de volatilisation fournis par la littérature sont très variables selon la nature et l’humidité des sols d’une part, cette dernière favorisant nettement le départ à l’atmosphère du lindane en surface, puis selon le mode (pulvérisation ou application d’une solution) et la température d’application d’autre part. La demi-vie s’échelonne de 24 heures à 25 jours (HSDB, 2002 ; ATSDR, 1994).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 1080 L.kg-1 INERIS (2007)
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 1100 L.kg-1 Expérimentation FOOTPRINT
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 5460 L.kg-1
entre 3800 et 5460 L/kg, pour les sédiments
UE (2005) p.22
Coefficient de partage carbone organique/Eau (Koc) 7000 L.kg-1
entre 640 et 7000 L/kg, pour les sols
UE (2005) p.22
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Persistance

Dégradabilité abiotique

FDTE/VTR Importer Selon la nature du sol, le climat, la profondeur d'enfouissement du lindane, la demi-vie de ce dernier sera de quelques jours à plusieurs années. Dans les sols agricoles européens traditionnels, la demi-vie est de 40 à 70 jours (OMS IPCS, 1991). En présence d’un rayonnement ultra-violet, la photodégradation (déchloration) du lindane en pentachlorocyclohexènes et tétrachlorocyclohexènes est possible, mais très peu importante en comparaison de la volatilisation (processus majoritaire) et de la biodégradation (ATSDR, 1994). L’hydrolyse du lindane est très lente aux pH environnementaux : les demi-vies peuvent aller de 4 jours (pH 9, température de 25 °C) à 42 ans (pH 8, température de 5 °C) (HSDB, 2002).

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Hydrolyse 15330 j
pH = 8, 5°C
INERIS (2007)
Hydrolyse 182 j
à pH 9 à 25°C
UE (2005) p.22
Hydrolyse 4 j
pH = 9, 25°C
INERIS (2007)
Hydrolyse 732 j
à pH 7 à 25°C
UE (2005) p.22
Hydrolyse 752 j
à pH 5 à 25°C
UE (2005) p.22
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Milieu eau douce

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Temps de demie vie eau douce 30 j
valeur minimale
UE (2005) p.22
Temps de demie vie eau douce 47 j
entre 15 et 47 jours, étude sur mésocosmes
UE (2005) p.22
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Milieu sédiment eau douce

Tableau des paramètres
Nom de valeur Valeur Température Pression Granulométrie Humidité Norme / Ligne directrice Méthode Commentaire Source
Temps de demie vie sédiment 48 j
Etude en mésocosmes
UE (2005) p.22
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Milieu terrestre

FDTE/VTR Importer Le lindane mélangé à des suspensions de sols en condition aérobie durant trois semaines n'a pas été biodégradé (pourcentage = 0 %), alors qu'en condition anaérobie, la biodégradation a atteint 63,8 % (MacRae et al., 1984). Ces résultats ont été confirmés par ceux obtenus par Abdullah et al. (1997) qui après incubation dans des sols argileux, ont mesuré des pourcentages de biodégradation de 60 % après 15 jours en condition anaérobie, et de 0 % en condition aérobie. Plusieurs métabolites du lindane en cultures pures de souches isolées à partir de sols sablonneux ont été identifiés : gamma-2,3,4,5,6-pentachloro-1-cyclohexène, alpha-, beta-, et gamma-3,4,5,6-tetrachloro-1-cyclohexène, et pentachlorobenzène (Tu, 1976). La biodégradation du lindane en installation de traitement d'eaux usées est favorisée en condition anaérobie, et très ralentie en condition aérobie.

Bioaccumulation

Organismes aquatiques

FDTE/VTR Importer Facteurs de bioconcentration (BCF) du lindane pour différents organismes marins et d’eau douce.



Le test réalisé par Forbis (1986) est considéré comme valide puisqu'il a été réalisé en système dynamique pendant 42 jours (28 jours d’accumulation et 14 jours d’élimination). Le lindane a été marqué au carbone 14 et suivi dans le milieu d’exposition et dans les organismes testés. Les BCF ont été déterminés à partir des cinétiques d’absorption et d’élimination. L’état stationnaire semble avoir été atteint à 90 % en 10 jours. Le BCF ainsi déterminé pour Lepomis macrochirus est de 1 400. Oliver et Nimii (1985) ont exposé des truites (Salmo gairdneri) à un mélange de différents organohalogénés parmi lesquels le lindane. Les résultats obtenus au bout de 96 jours donnent des BCF de l’ordre de 1 200 à 2 100 selon la méthode de détermination utilisée et la concentration testée. Ces valeurs bien qu’obtenues dans des conditions particulières (mélange de substances) sont proches de celles obtenues par Forbis (1986) mais aussi proches de celles mesurées dans les milieux naturels et citées par les auteurs (BCF de 1 000 déterminé chez des truites prélevées dans le lac Ontario). Pour les mollusques, la valeur de BCF de 121 chez Venerupis japonica reportée par Yamato et al. (1983) est considérée comme valide. L’équilibre a été atteint au bout de 10 jours et cette phase d’accumulation a été suivie d’une phase d’élimination suivie pendant 10 jours. Les autres valeurs n’ont pu être validées.

Organismes aquatiques
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
Bioaccumulation BCF 121 -
Venerupis japonica
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 1246 -
Pseudorasbora parva
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 13 -
Mercenaria mercenaria
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 130 -
Mytilus edulis
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 1300 -
poisson - corps entier
UE (2005) p.22
Bioaccumulation BCF 1400 -
Lepomis macrochirus
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 1613 -
Laludestehes s. sicculus
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 170 -
Mytilus edulis
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 180 -
Pimephales promelas
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 2100 -
Salmo gairdneri
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 220 -
Daphnia magna - crustacé
UE (2005) p.22
Bioaccumulation BCF 2200 -
poisson - viscères
UE (2005) p.22
Bioaccumulation BCF 240 -
Mytilus edulis - mollusque - eau de mer
UE (2005) p.22
Bioaccumulation BCF 281 -
Cyprinus carpio
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 368 -
Pimephales promelas
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 40 -
Mya arenaria
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 442 -
Salmo trutta faro
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 520 -
Gambusia affinis
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 560 -
Gambusia affinis
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 697 -
Poecilia reticulata
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 74 -
Mytilus edulis
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 765 -
Leuciscus idus
INERIS (2007)
Bioaccumulation BCF 780 -
poisson - filets
UE (2005) p.22
Bioaccumulation BCF 938 -
Poecilia reticulata
INERIS (2007)
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Organismes terrestres

FDTE/VTR Importer L’absorption du lindane par les plantes depuis le sol se fait principalement dans les sols riches en matières organiques. Les concentrations mesurées dans les plantes le sont essentiellement dans les racines. Peu de traces, voire aucune ne sont retrouvées dans les feuilles et fruits (OMS IPCS, 1991). Ainsi, on mesure des teneurs en lindane dans les carottes supérieures à celles mesurées dans les choux-fleurs, les épinards et les salades (Wauchope et al., 1992). En terme de facteur de bioconcentration, aucune information précise de la littérature ne permet de proposer des BCF. Seule une expérimentation faite à partir de fourrage (ray-grass) fournit la valeur de 0,3 (Voerman et Besemer, 1975 ; Travis et Arms, 1988). Le fourrage a été cultivé sur un terrain légèrement sablonneux contenant 3 % de matière organique. Le traitement au lindane avait été opéré pendant 15 ans sur les parcelles de l’étude, puis stoppé pendant 3 ans avant la mise en culture du fourrage la quatrième année. Une concentration en lindane de 0,3 g/g (poids sec) a été mesurée dans la couche supérieure (20 cm) du champ. Les travaux de Voerman et Besemer confirment par ailleurs que les concentrations en lindane (en poids sec) dans les racines de la plante sont supérieures à celles mesurées dans les parties aériennes.

Bibliographie

Introduction

FDTE/VTR Importer L'ensemble des informations et des données toxicologiques provient de diverses monographies publiées par des organismes reconnus pour la qualité scientifique de leurs documents (IARC, 1979, 1987 ; ATSDR, 1994, 1999 ; OMS IPCS, 1991 ; RIVM, 1999 ; INRS, 1992). Les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la fiche.

Toxicocinétique

Chez l'homme

Absorption

FDTE/VTR Importer Le lindane sous forme de vapeurs ou de particules est absorbé par inhalation. Il n’existe pas de données spécifiques relatives aux quantités de lindane (gamma HCH) absorbées. Plusieurs études et intoxications volontaires ont montré que le lindane est rapidement absorbé au niveau du tractus gastro-intestinal. L’absorption du lindane par voie cutanée dépend du solvant utilisé. En 6 heures, 5 % et 60 % de la dose de lindane sont absorbés lorsqu’il est en solution respectivement dans l’acétone ou le white-spirit (Dick et al., 1997a). En 24 heures, 15 à 20 % du lindane sont absorbés pour les formulations contenant majoritairement du white-spirit alors que 3 % de la dose sont absorbés en solution aqueuse et moins de 1 % pour les solutions dans l’acétone (Dick et al., 1997b). Feldman et Maibach (1974) exposant des volontaires à du lindane par voie cutanée ont estimé la fraction absorbée à 10 %.

Distribution

FDTE/VTR Importer Les différents isomères du HCH sont principalement distribués dans les tissus graisseux mais également dans le cerveau, les reins, les muscles, les poumons, le cœur, la rate, le foie et la circulation sanguine (Siddiqui et al., 1981 ; Baumann et al., 1980). Le passage placentaire des HCH a été démontré chez l’homme (Saxena et al., 1981).

Métabolisme

FDTE/VTR Importer Le 2,3,5-, 2,4,6- et le 2,4,5-trichlorophénol constituent environ 58 % de l’ensemble des métabolites du lindane identifiés dans les urines des salariés au cours des deux dernières heures de la période de travail. Les autres métabolites urinaires sont les autres trichlorophénols, les dichlorophénols, les tétrachlorophénols et les dihydroxychlorobenzènes. Le pentachlorophenol est également retrouvé dans les urines des salariés exposés professionnellement au lindane (Engst et al., 1979).
Des études réalisées in vitro ont montré la formation d’une forme époxide du pentachlorobenzène, un des métabolites du lindane identifié dans les microsomes hépatiques humains exposés au lindane (Fitzloff et Pan, 1984).

Élimination

FDTE/VTR Importer L’excrétion des isomères du HCH est essentiellement urinaire. La présence de ces isomères est également rapportée dans le lait maternel (Ejobi et al., 1996, Schoula et al., 1996) et le sperme (Szymczynski et Waliszewski, 1981). Les principaux métabolites urinaires sont les chlorophénols et les époxides.

Chez l'animal

Absorption

FDTE/VTR Importer Chez les rongeurs le lindane est rapidement absorbé par voie orale. Ainsi, Ahdaya et al. (1981) montrent que la moitié du lindane marqué radioactivement administré dans l’estomac de souris par gavage est absorbé en 14 minutes.

Métabolisme

FDTE/VTR Importer Chez l’animal, le lindane est métabolisé par les enzymes hépatiques, essentiellement les cytochromes P450, en chlorophénols, chlorobenzènes, chlorocyclohexanes, chlorocyclohexanols. On retrouve principalement les dérivés conjugués et sulfates du 2,4,6-trichlorophénol et du 2,4-trichlorophénol. Il n’est pas détecté de conjugués d’acide mercapturique (Chadwick et Freal, 1972 ; Chadwick et al., 1978 ; Engst et al., 1979 ; Kujawa et al., 1977 ; Kurihar et Nakajima, 1974). Au niveau du système nerveux, le lindane interfère avec l’acide g-aminobutyrique (GABA) qui est le neurotransmetteur agissant sur le complexe du récepteur au GABAA, le canal chlore et les flux sodique et potassique (Abalis et al., 1985 ; Anand et al., 1998 ; Casida et Lawrence, 1985 ; Lawrence et Casida, 1984 ; Morgan, 1982 ; Pomès et al., 1994). Le lindane agit sur les membranes cellulaires et peut induire des effets cytotoxiques généraux liés à une détérioration des membranes cellulaires (ATSDR, 1999). Le lindane induirait un stress oxydatif qui serait très probablement à l’origine de ces effets hépatotoxiques (Azzalis et al., 1995 ; Barros et al., 1988, 1991 ; Jungueira et al., 1993 ; Puri et Kohli, 1995 ; Srinivasan et Radhakrishnamurty, 1983 ; Videla et al., 1991). Le lindane aurait des propriétés anti-oestrogéniques responsables des retards d’ouverture vaginale, des dysfonctionnements du cycle oestrogénique chez le rat femelle et d’une diminution de l’implantation embryonnaire chez la souris (Chadwick et al., 1988 ; Cooper et al., 1989 ; Sircar et Lahiri, 1989).

Synthèse

FDTE/VTR Importer Chez l’homme, le lindane sous forme de vapeurs ou de particules est absorbé par inhalation. Il est rapidement absorbé au niveau du tractus gastro-intestinal lors d’exposition par voie orale, son absorption par voie cutanée dépend du solvant utilisé. Le lindane est distribué dans les tissus graisseux, le cerveau, les reins, les muscles, les poumons, le cœur, la rate, le foie et la circulation sanguine. L’excrétion est principalement urinaire, ses principaux métabolites urinaires sont les chlorophénols et les époxydes. Le lindane traverse la barrière placentaire et passe dans le lait et le sperme.

Chez l’animal, le lindane est rapidement absorbé par voie orale. Il est métabolisé par les enzymes hépatiques, essentiellement les cytochromes P450, en chlorophénols, chlorobenzènes, chlorocyclohexanes, chlorocyclohexanols. Au niveau du système nerveux, il interfère avec l’acide -aminobutyrique, le canal chlore et les flux sodique et potassique. Il induit des effets cytotoxiques généraux liés à une détérioration des membranes cellulaires, ainsi qu’un stress oxydatif . Le lindane aurait des propriétés anti-oestrogéniques responsables des retards d’ouverture vaginale, des dysfonctionnements du cycle oestrogénique chez la rate et d’une diminution de l’implantation embryonnaire chez la souris.

Equivalents biosurveillance

Description

FDTE/VTR Importer Indices biologiques d’exposition : Plasma/sérum : 25 mg/L

Toxicité aiguë

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Des doses létales de 180 mg/kg à 300 mg/kg sont rapportées mais chez les enfants des troubles neurologiques ont été observés dès 50 mg (Nordt, 2000). L’effet le plus souvent rapporté lors de l’ingestion de lindane est une atteinte neurologique. La plupart des informations sont issues d’intoxications aiguës dont le principal signe clinique est des convulsions. Ces effets sont observés chez des patients ayant ingéré accidentellement ou intentionnellement des insecticides, des lotions de traitement contre la gale ou de la nourriture contaminée (Davies et al., 1983 ; Harris et al., 1969 ; Munk et Nantel, 1977 ; Powell, 1980 ; Starr et Clifford, 1972 ; Storen, 1955). Des nausées, des vomissements sont également observés lors de l’ingestion de lindane (Sunder Ram Rao et al., 1988). Chez une femme, l’ingestion intentionnelle de lindane a entraîné une coagulation intravasculaire disséminée au moment où les niveaux de lindane sanguin mesurés étaient élevés (Sunder Ram Rao et al., 1988). L’ingestion de brocoli assaisonné de manière accidentelle avec du lindane (dose unique estimée de 15 à 30 mL) induit des crises convulsives, des faiblesses musculaires et une nécrose au niveau des membres (Munk et Nantel, 1977). Une biospie musculaire pratiquée 15 jours après l’ingestion n’a pas révélé de dénervation ou de neuropathie.

FDTE/VTR Importer Chez l’homme, lors de l’ingestion le lindane induit une atteinte neurologique, marquée par des convulsions. Des nausées et vomissements peuvent également être observés. Un cas de coagulation intravasculaire disséminée, des faiblesses musculaires et des nécroses des membres ont également été rapportés. Des doses létales de 180 mg.kg-1 à 300 mg.kg-1 ont été mesurées mais chez les enfants des troubles neurologiques ont été observés dès 50 mg.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer La CL50 chez le rat est de 1 560 mg/m3 (Ullmann, 1986).

FDTE/VTR Importer Par voie orale, la DL50 est de 91 mg/kg chez le rat femelle et de 88 mg/kg chez le rat mâle (Gaines, 1960).
Les principaux signes cliniques rapportés sont pour une exposition par voie orale chez la souris une hypoactivité, une ataxie, une dyspnée et des convulsions. Les mêmes signes cliniques sont observés chez le rat, leur apparition est rapide dans les 30 minutes suivant une exposition aigue.

Une étude montre une diminution dose-dépendante des cellules de la moelle osseuse, des granulocytes progéniteurs de macrophages et des cellules souches pluripotentes de la moelle osseuse lors d’une exposition de 10 jours à 10 ou 20 mg lindane/kg/j (Hong et Boorman, 1993).

FDTE/VTR Importer Par voie cutanée, la DL50 est de 900 mg/kg chez le rat femelle et de 1 000 mg/kg chez le rat mâle (Gaines, 1960).
Par voie cutanée, chez le rat, on observe une dyspnée, une hypoactivité et une posture voussée.

FDTE/VTR Importer Chez le rat, la CL50 est de 1 560 mg.m-3, par voie orale, la DL50 est de 91 mg.kg-1 chez la femelle et de 88 mg.kg-1 chez le mâle et par voie cutanée, la DL50 est de 900 mg.kg-1 chez la femelle et de 1 000 mg.kg-1 chez le mâle. Le lindane induit, lors d’une exposition par voie orale, une hypoactivité, une ataxie, une dyspnée et des convulsions. Par voie cutanée, chez le rat, il induit une dyspnée, une hypoactivité et une posture voussée. Enfin, une étude montre une diminution dose-dépendante des cellules de la moelle osseuse, des granulocytes progéniteurs de macrophages et des cellules souches pluripotentes de la moelle osseuse.

Toxicité à dose répétées

Effets généraux

Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Les seuls effets neurotoxiques observés chez l’homme lors d’une exposition chronique correspondent à ceux décrits chez une population de 37 salariés exposés professionnellement au lindane pendant 6 mois à 2 ans dans l’industrie phytopharmaceutique. L'effet observé chez 16 de ces salariés est une perturbation de l'électroencéphalogramme (augmentation des variations de fréquence et d’amplitude) (Czegledi-Janko et Avar, 1970). Des anomalies hématologiques ont été décrites leucopénie, leucocytose, granulopénie, hyperéosinophilie lymphopénie, thrombopénie après exposition au lindane (ATSDR, 1999). L’agranulocytose, l’anémie aplastique, la leucémie paramyéloblastique et la pancytopénie ont été rapportées dans des observations ponctuelles. L’exposition au lindane induit des effets hématologiques mais l’établissement d’une relation dose-réponse est difficile car il y a peu de données disponibles. Des anémies aplasiques sont rapportées chez un garçon exposé au lindane lors d’une utilisation domestique et chez un homme exposé dans l’exercice de sa profession (Rugman et Cosstick, 1990). L’anémie est réversible et n’est pas retrouvée chez les autres membres de la famille. Les niveaux et voies d’exposition ne sont pas rapportés, il a donc été supposé qu’il s’agissait d’une exposition par inhalation et d’un contact cutané. Les autres atteintes hématologiques rapportées lors d’expositions professionnelles au lindane correspondent à des leucopénies, des leucocytoses, des granulocytoses, des éosinophilies, des monocytoses, et des thrombocytopénies (Brassow et al., 1981, Jedlicka et al., 1958). Les niveaux d’exposition ne sont pas rapportés et il est fort probable qu’il s’agisse de double exposition par inhalation et par voie cutanée. Aucune atteinte rénale n’est rapportée lors d’une exposition chronique au lindane quelle que soit la voie d’exposition. Il n’y pas non plus de donnée disponible relative à une éventuelle action hépatotoxique du lindane chez l’homme.

FDTE/VTR Importer Un cas d’anémie aplasique a été décrit chez un homme exposé au lindane pendant 3 semaines lors d’un traitement de la gale (Rauch et al., 1990). Une autre étude a porté sur un enfant âgé de 2 ans et exposé au lindane par contact avec le chien de la famille traité régulièrement par une lotion contenant 12 % de lindane. Une diminution des niveaux sanguins d’hémoglobine et de l’hématocrite et une absence presque totale de précurseurs des hématies dans la moelle osseuse sont alors décrits (Vodopick, 1975).

FDTE/VTR Importer Chez l’homme, l’exposition chronique au lindane entraine des effets neurotoxiques, avec une perturbation de l’électroencéphalogramme et des anomalies hématologiques (leucopénie, leucocytose, granulopénie, hyperéosinophilie lymphopénie, thrombopénie), cependant l’établissement d’une relation dose-réponse est difficile, en raison du manque de données.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Plusieurs études ont montré l’induction d’effets hépatiques chez l’animal lors d’une exposition au lindane. Il s’agit d’une augmentation des concentrations de cytochrome P-450 chez le rat exposé par inhalation à un aérosol de lindane (5 mg/m3) pendant 90 jours. Un retour à des concentrations proches de celles du témoin est observé après une période de récupération de 4 semaines (Oldiges et al., 1983).

FDTE/VTR Importer Des effets neurotoxiques sont rapportés. Des expositions chroniques à de faibles doses de lindane induisent une altération significative du comportement lors de test en boite de Skinner chez un petit nombre de rats exposés à 2,5 mg/kg/j pendant 40 jours (Desi, 1974). Une diminution significative de la vitesse de conduction nerveuse chez les rats exposés à 25,4 mg/kg/j pendant 30 jours est également rapportée (Muller et al., 1981). Cependant, la dernière étude n’a pas examiné les paramètres comportementaux.
Une autre étude a été réalisée pendant 13 semaines chez des rats Crl:CD BR exposés dans la nourriture aux doses de 0, 20, 100 ou 500 ppm de lindane (pureté 99,78 %) (Hughes, 1999). Les effets importants rapportés dès les premiers jours d’exposition à la dose la plus élevée ont poussés les expérimentateurs à diminuer la dose à 400 ppm. Les expositions moyennes ont donc été pratiquées à 0, 1,4, 7,1 et 28 mg/kg par jour chez les mâles et à 0, 1,6, 7,9 et 30 mg/kg chez les femelles. Les tests d’observations fonctionnelles et les tests d’activités moteurs ont été effectués à 4, 8 et 13 semaines de traitement. Cette étude montre une hypersensibilité au toucher, un comportement agressif, une piloérection, une posture voussée et une hyperactivité motrice pour des expositions à 100 ppm ce qui équivaut à 7,1 mg/kg de pc par jour.
L’induction d’effets neurologiques lors d’une exposition chronique au lindane semble confirmée par l’étude de Martinez et Martinez-Conde (1993) pratiquée chez les rats Albino Wistar. Les rats ont été exposés par voie intragastrique à une dose de 60 mg/kg de pc de lindane (pureté 99,5 %) en solution dans 1 mL d’huile de maïs. Dix doses réparties sur 30 jours ont été administrées. Les rats ont été sacrifiés à la fin de la période d’exposition. Une diminution des niveaux de dopamine (46,82 %) est rapportée ce qui semble indiquer que le lindane induirait une accélération du catabolisme de la dopamine.
Plusieurs études chez l’animal laissent supposer un effet immunotoxique du lindane. L’immunosuppression, est mesurée par la diminution des agglutinines titrées contre la vaccine typhoïde et la vaccine Salmonella chez les rats exposés par gavage à 6,25 et 25 mg lindane/kg/j pendant 5 semaines (Dewan et al., 1980) et chez le lapin exposé 5 fois par semaine à 1,5, 6, et 12 mg/kg/j de lindane, contenu dans des capsules, pendant 5-6 semaines (Desi et al., 1978). La première réponse aux anticorps des globules rouges de mouton est supprimée chez la souris albinos lors d’une exposition à 9 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 12 semaines (Banerjee et al., 1996). Une suppression de la seconde réponse aux anticorps est également observée après 3 semaines d’exposition à 9 mg/kg/j de lindane et après 12 semaines à 5,4 mg/kg/j de lindane.
Un effet immunologique avec une relation dose-effet biphasique est observé lors de l’exposition au lindane sur les constituants de la réponse immunitaire cellulaire et humorale. Elle est caractérisée par une stimulation initiale suivie par une immunosuppression lors d’une exposition chez la souris ayant ingéré 0, 0,012, 0,12, ou 1,2 mg lindane/kg/j pendant 24 semaines (Meera et al., 1992).
De plus, les examens histologiques révèlent une diminution du nombre de lymphocytes dans le thymus et les ganglions lymphatiques, une diminution de toutes les populations cellulaires de la rate et une nécrose du thymus à la dose de 1,2 mg/kg/j de lindane. De cette étude, un LOAEL de 0,012 mg/lindane/kg/j a été défini. Enfin, 8 souris CD-1 des deux sexes ont reçu du lindane (pureté de 99,78 %) dans leur alimentation aux doses de 0, 10, 40 ou 160 ppm pendant 39 semaines (Wing, 2000). Une augmentation statistiquement significative (p<0,05) de 55 % des cellules NK (natural killer) est rapportées chez les femelles ayant reçu la dose de 160 ppm.
Il s’agit d’une augmentation des concentrations de cytochrome P-450 chez le rat exposé par inhalation à un aérosol de lindane (5 mg/m3) pendant 90 jours. Un retour à des concentrations proches de celles du témoin est observé après une période de récupération de 4 semaines (Oldiges et al., 1983).
Une augmentation significative des cytochromes P-450 des microsomes hépatiques et de la production de l’anion superoxide dans les microsomes hépatiques, de l’activité superoxide dismutase cytoplasmique et de la péroxidation lipidique est observée chez le rat Wistar exposé pendant 15 ou 30 jours par ingestion de nourriture contenant 1,8 mg/kg/j de lindane (Barros et al., 1991). Une dégénérescence localisée des hépatocytes est observée chez des lapins ayant reçu une dose de 7 mg/kg/j de lindane par gavage pendant 4 semaines (Grabarczyk et al., 1990, Kopec-Szlezak et al., 1989). Les lapins traités par 4,21 mg lindane/kg/j en gavage pendant 28 jours présentent une augmentation significative des phosphatases alcalines plasmatiques et des activités alanine aminotransférases immédiatement après la fin de l’exposition. Les niveaux d’activité reviennent à des valeurs proches de celles du témoin après 14 jours (Ceron et al., 1995). L’activité aspartate aminotransférase est également augmentée immédiatement après la fin de l’exposition et reste à des niveaux élevés jusqu’à 7 jours après la fin de la période d’exposition (J 35). Des résidus de lindane sont encore mesurés dans le sang.
Une augmentation des activités oxydases des microsomes hépatiques chez le rat ou la souris et une augmentation significative relative et absolue du poids du foie chez les rats femelles sont rapportées. Dans cette étude les rats sont exposés à 10,6 et 32,3 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture et les souris mâles et femelles CF1 sont exposées à 21,1 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 3 mois. Aucune analyse histo-pathologiques n'a a été réalisée (Oesch et al., 1982).
L’hypertrophie centrilobulaire du foie augmente de manière dose-dépendante dès la dose de 0,4 mg lindane/kg/j chez le rat Wistar exposé pendant 12 semaines par la nourriture (Suter, 1983). Des liposphères des cellules hépatiques sont observées chez les rats exposés à 2,5 mg lindane/kg/j dans la nourriture pendant 32 semaines (Ortega et al., 1957). Chez la souris, l’administration de 90 mg lindane/kg/j dans la nourriture pendant 24 semaines induit une hypertrophie centrilobulaire (Ito et al., 1973).
Des expositions chroniques chez le rat à 7-8 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 38-70 semaines entraînent une nécrose hépatique et une dégénérescence des graisses (Fitzhugh et al., 1950). Une augmentation des hypertrophies périacinales des hépatocytes liée à la dose est observée chez les rats Wistar exposés à 7-8 mg lindane/kg/j dans la nourriture pendant 104 semaines (Amyes, 1990). Cependant, aucun effet n’est retrouvé au niveau hépatique chez les chiens exposés à 2,9 mg/kg/j de lindane pendant 104 semaines (Rivett et al., 1978).
Les animaux semblent moins sensibles que l’homme à l’induction par le lindane d’effets hématologiques néfastes.
Aucune altération hématologique n’est rapportée chez le chien beagle exposé à 12,5 mg lindane/kg/j dans la nourriture pendant 32 semaines ou à 2,9 mg lindane/kg/j dans la nourriture pendant 104 semaines (Rivett et al., 1978). Une étude de 12 semaines pratiquée chez le rat exposé à de faibles doses de lindane (10 mg/kg/j), conforte ces résultats (Suter, 1983).
La toxicité rénale est spécifique du rat mâle et est la conséquence de l’accumulation d’alpha 2u globuline, une protéine non rencontrée chez l’homme (Dietrich et Swenberg, 1990, 1991). Cette toxicité n’est pas transposable à l’homme.

FDTE/VTR Importer Chez l’animal, le lindane induit des effets neurotoxiques (comportementaux, diminution de la vitesse de conduction nerveuse, hypersensibilité au toucher, comportement agressif, piloérection, posture voussée et hyperactivité motrice) associés à une accélération du catabolisme de la dopamine. Il entraine des effets immunotoxiques avec une relation dose-effet dès 0,012 mg de lindane.kg-1.j-1 et des effets hépatiques (augmentation significative des concentrations de cytochromes P-450 et de la production de l’anion superoxide dans les microsomes hépatiques, de l’activité superoxide dismutase cytoplasmique et de la peroxidation lipidique).

Effets cancérigènes

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Le lindane a été examiné mais n’a pas été classé 2004
IARC FDTE/VTR Importer Les HCH (mélange d’isomères alpha, bêta et gamma) sont classés en Groupe 2B : le mélange pourrait être cancérigène pour l’homme.
US EPA FDTE/VTR Importer Les HCH (qualité technique, mélange d’isomères alpha, bêta et gamma) sont classés en classe B2 mélange probablement cancérigène pour l'homme.
Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Le lien potentiel entre exposition aux composés chlorés et cancer du seins a été étudié chez 7 712 femmes participant à la Copenhagen City Heart Study (Hoyer et al., 1998). Deux cent quarante de ces femmes ont développé un cancer du sein au cours des vingt années de suivi. Aucun lien entre la survenue de ces cancers et l’exposition au lindane n’a pu être établi.

FDTE/VTR Importer Chez l’homme, la seule étude disponible n’a pas montré de lien entre l’exposition aux composés chlorés et l’apparition du cancer du sein.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Les effets cancérigènes du lindane ont été évalués au cours de 6 études réalisées chez la souris. L’exposition par voie orale induit la production de tumeurs hépatiques bénignes et malignes chez les animaux des 2 sexes au cours de 2 études. Les résultats des autres études suggèrent également une hépato-carcinogénicité cependant la qualité de ces études est discutable. Deux études réalisées chez le rat suggèrent également une hépato-carcinogénicité mais là encore les résultats sont discutables (IARC, 1979).

FDTE/VTR Importer Les études les plus récentes montrent des résultats équivoques. Une augmentation non statistiquement significative des tumeurs endocrines, de la thyroïde, de l’hypophyse, des glandes surrénales ou des ovaires est observée chez le rat Wistar exposé par ingestion de nourriture contaminée avec 0,07 - 32 mg lindane/kg/j pendant 104 semaines (Amyes, 1990). Cependant, un faible taux de survie des animaux limite la confiance dans les résultats de cette étude. D’autre part, des carcinomes hépatocellulaires ont été observés chez les souris CF1 et B6C3F1 exposées à 13,6 - 27,2 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 104 semaines (Wolff et al., 1987). De plus, des carcinomes hépatocellulaires ont également été rapportés chez la souris (YS/UY)F-1 exposée à 27,2 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 96 semaines (Wolff et al., 1987) ; cette souche de souris présente une mutation dominante au niveau du locus agouti (Avy) ce qui se traduit par une augmentation de la prédisposition à la formation de néoplasmes spécifiques à l’espèce.

FDTE/VTR Importer Chez l’animal, l’exposition par voie orale induit la production de tumeurs hépatiques bénignes et malignes, cependant les résultats de ces études sont discutables.

Effets génotoxiques

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Le lindane a fait l’objet d’un examen par l’Union Européenne mais n’a pas été classé géntoxique 2004

Effets sur la reproduction

Classifications
Classifications
Organisme Classification Année
UE FDTE/VTR Importer Le lindane a fait l’objet d’un examen par l’Union Européenne mais n’a pas été classé reprotoxique 2004
Chez l'homme

FDTE/VTR Importer Deux études épidémiologiques (Saxena et al., 1980 ; Wassermann et al., 1982) ont trouvé des concentrations élevées de lindane chez les femmes qui développent un travail précoce (concentration 3 fois plus élevée que dans la population générale dans l’étude de Saxena et co-auteurs). Une étude cas-témoin de Pines et co-auteurs (1987) chez des sujets israéliens mâles retrouve la présence de taux élevés de lindane chez les sujets stériles.

FDTE/VTR Importer Peu d’études ont cherché à identifier les effets des HCH sur la fonction de reproduction et le développement chez l’homme lors d’une exposition au lindane par voie orale. Il n’y a pas de différence dans les niveaux de HCH sanguins puerpéral, placentaire et du cordon ombilical chez les enfants prématurés (Strizhova et Mashaeva, 1995).

FDTE/VTR Importer Chez l’homme, peu d’études sont disponibles. Il n’a pas été montré de différence dans les niveaux de HCH sanguins puerpéral, placentaire et du cordon ombilical chez les enfants prématurés. Deux études épidémiologiques ont identifié des concentrations élevées de lindane chez les femmes qui développent un travail au cours de l’accouchement prématuré et la présence de taux élevés de lindane chez les sujets mâles stériles.

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer L’exposition au lindane induit des effets sur la fonction de reproduction. La femelle vison exposée à 1 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 6 semaines avant l’accouplement jusqu’au sevrage présente une diminution de l’acceptation d’un deuxième accouplement et une diminution du nombre de mise bas alors que la taille des portées n’est pas modifiée (Beard et al., 1997). La diminution de la fertilité est essentiellement liée à une mortalité embryonnaire post-implantation. Chez les souris exposées au lindane (6,2 mg/kg) du 1er au 12ème jour de la gestation une augmentation du nombre de résorptions de fœtus est observée (Sircar et Lahiri, 1989). Un défaut d’implantation de fœtus et une mort fœtale est rapportée lors du traitement avec 10,8 mg/kg/j de lindane du 1er au 4ème jour de la gestation et avec 3,6 mg/kg/j de lindane du 14ème au 19ème jour respectivement. Une augmentation significative des teneurs en glycogène de l’utérus, du col de l’utérus et du vagin (non associé à une augmentation pondérale de l’organe) est rapportée chez le rat femelle exposé à 20 mg lindane/kg/j dans la nourriture pendant 30 jours (Raizada et al., 1980).

Les propriétés antioestrogéniques ont été observées chez le rat femelle exposé par gavage aux doses de 10 mg/kg/j de lindane pendant 15 semaines (Chadwick et al., 1988). Ces réponses ne sont pas retrouvées pour des expositions à des doses de 5 mg/kg/j. Les rats ovarictomisés exposés pendant 5 jours et les femelles rats sexuellement immatures exposées pendant 7 jours à la dose de 40 mg lindane/kg/j ne présentent pas d’altération des récepteurs à l’œstrogène et des récepteurs à la progestérone oestrogéno-dépendants (Laws et al., 1994).

Les effets anti-oestrogéniques du lindane sur les organes de la reproduction ne semblent pas liés à une action directe au niveau des récepteurs de l’oestrogène ou à l’induction des récepteurs de la progestérone. Les lapins femelles exposées à 0,8 mg lindane/kg/j, 3 jours/semaine pendant 12 semaines, présentent une diminution du niveau d’ovulation (Lindenau et al., 1994). Cependant, les lapins ayant subi le même traitement suivi par une insémination artificielle ne présentent pas d’altération de la fertilité ou de perte implantation d’embryons (Seiler et al.,1994).

Shivanandappa et Krihnakumarri (1983) rapportent une atrophie testiculaire, une dégénérescence des tubules séminifères et une perturbation de la spermatogenèse chez le rat mâle nourri avec 75 mg lindane/kg/j pendant 90 jours. Une diminution significative des poids relatifs des testicules et de l’épididyme, des numérations des spermatozoïdes et des spermatides, et des niveaux de testostérone sont observés chez le rat pubère ou l’adulte nourris avec du lait de femelles gavées avec 6 mg/kg de lindane au 9ème jour ou au 14ème jour de la lactation ou avec 1 mg/kg de lindane du 9ème au 14ème jour de la lactation (Dalsenter, 1997a,b).

Les observations histo-pathologiques montrent une réduction du nombre de cellules de Leydig et de la spermatogenèse alors que la fertilité, mesurée par imprégnation de rats femelles n’est pas modifiée. Les rats exposés à environ 10 mg/kg/j sur 4 générations ne présentent pas d’altération de la reproduction (Palmer et al., 1978b).

FDTE/VTR Importer Chez l’animal, le lindane induit une diminution du nombre de mise bas, une augmentation de la mortalité embryonnaire post-implantation, une augmentation significative des teneurs en glycogène de l’utérus, du col de l’utérus et du vagin. Il entraine également une atrophie testiculaire, une dégénérescence des tubules séminifères et une perturbation de la spermatogenèse chez le rat mâle, ainsi qu’une diminution significative des poids relatifs des testicules et de l’épididyme, des numérations des spermatozoïdes et des spermatides, et des niveaux de testostérone. Le lindane a fait l’objet d’un examen par l’Union Européenne mais n’a pas été classé reprotoxique.

Effets sur le développement

Chez l'animal

FDTE/VTR Importer Le lindane induit des effets sur le développement chez l’animal, avec une augmentation des fœtus présentant des côtes surnuméraires, des effets neurologiques chez les jeunes rats dont les mères ont été traitées. Le lindane passe dans le lait maternel.

FDTE/VTR Importer Le lindane induit des effets sur le développement chez l’animal. Une augmentation de l’incidence des fœtus présentant une côte surnuméraire liée à la dose est rapportée chez les rat CFY exposés à 5, 10 ou 20 mg/kg de lindane par gavage du 6ème au 15 ème jour de la gestation. Cette altération est statistiquement significative uniquement pour la dose de 20 mg/kg (Palmer et al., 1978a). L’incidence des fœtus présentant une côte sur-numéraire est également statistiquement significative chez les lapins exposés à 20 mg/kg de lindane par gavage du 6èmeau 18ème jour de la gestation (Palmer et al., 1978a). Chez les rats et les lapins l’incidence des côtes surnuméraires est légèrement supérieure à celle rapportée chez le témoin et ne paraît donc pas suffisante pour être considérée comme un effet tératogène lié à l’exposition au lindane. Aucun effet sur le développement embryonnaire n’est observé chez les lapins exposés par gavage à 0,8 mg lindane/kg, 3 fois par semaine de la 12ème à la 15ème semaine avant une insémination artificielle et pendant toute la gestation (Seiler et al., 1994). Des altérations des niveaux cérébraux de dopamine, de sérotonine, d’acide g-aminobutyrique (GABAB), de glutamate, de glutamate décarboxylase, et de noradrénaline sont observées dans différentes zones du cerveau des jeunes rats dont les mères ont été traitées par 10 mg HCH/kg/j (qualité technique) pendant 60 jours (Nagaraja et Desiraju, 1994). De plus, des crises épileptiformes sont rapportées chez les mâles nourris avec le lait de femelles gavées avec 20 mg g-HCH/kg, du 3ème au 15ème jour de la période post-natale (Albertson et al., 1985). Ces résultats suggèrent que le passage du lindane dans le lait maternel est à l’origine des effets neurologiques chez les jeunes. Il n’est cependant pas possible de déterminer la dose reçue par ces jeunes. Aucune altération significative de la péroxydation lipidique du cerveau n’est observée chez les rats exposés pendant 90 jours avec 90 mg de lindane/kg/j dans la nourriture. Ce qui montre que les convulsions rapportées au moment de la période d’exposition ne sont probablement pas liées à un stress oxydant dans le cerveau (Arisi et al., 1994). Des expositions au lindane à de faibles doses correspondant à celles rencontrées dans les végétaux contaminés (80-250 µg/kg) ou dans l’eau de boisson contaminée (0,02 µg/L) ont été étudiés chez le rat par Pages et al. (2000). Les rats ont été exposés aux doses de 1,7, 3,4, ou 6,8 µM dans l’eau de boisson in utero, pendant la lactation ou pendant 12 semaines après le sevrage. Aucune mortalité n’est rapportée mais la croissance est ralentie. Chez les animaux exposés à 6,8 µM, un seul rat contaminé in utero ou au cours de la lactation présente une diminution significative du poids corporel. Le nombre de spermatozoïdes est diminué, le niveau de mobilité est abaissé à environ 40 %, et les niveaux de testostérone sont également diminués.

Valeurs accidentelles

Autres seuils accidentels

Autres seuils accidentels
Nom Durée Valeur Source Etat du statut Commentaire
IDLH 30 min 50 mg.m-3 NIOSH (1994) Final
PAC-1 60 min 9,1 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TEEL-2/11, LOC, IDLH (1990)
PAC-2 60 min 100 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TEEL-2/11, LOC, IDLH (1990)
PAC-3 60 min 1000 mg.m-3 EHSS (2018) Final
TEEL-2/11, LOC, IDLH (1990)
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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 8h 0,5 mg.m-3 INRS (2024)
Valeur limite admise (circulaire)
Final Air Lieux de travail
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Valeurs guides

Valeurs guides
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
VG 0,002 mg.L-1 OMS (2003) Final Eau
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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. L'INERIS présente en première approche les VTR publiées par l'ATSDR, l'US EPA et l'OMS. En seconde approche, les VTR publiées par d'autres organismes, notamment Santé Canada, le RIVM et l'OEHHA, peuvent être retenues pour la discussion si des valeurs existent.

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

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 0,01 µg.kg-1.j-1 Anses 2016 ATSDR (2005) Final Eau
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Autres valeurs des organismes reconnus

Description

FDTE/VTR Importer Effets à seuil - Exposition chronique par inhalation :
Le RIVM propose une TCA provisoire (pTCA) de 1,4.10-4 mg/m3 pour une exposition chronique au lindane par inhalation (Baars et al., 2001).
En l'absence de donnée sur la toxicité du lindane par inhalation, cette valeur a été établie par une extrapolation voie-à-voie de la valeur de référence par voie orale (voir ci-dessous), ce qui explique son caractère provisoire. Le RIVM a estimé que l'absorption était similaire (100 %) pour les deux voies d'exposition (inhalation et orale) et que les effets observés étaient identiques. Considérant un poids moyen chez l'adulte de 70 kg et un volume respiratoire de 20 m3 par jour, la TCA a été estimée à 0,14 µg/m3 (TDI x 70 / 20).
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est basse

Effets à seuil - Exposition aiguë par voie orale :
L’ATSDR propose, pour une exposition aiguë par voie orale, un MRL de 0,01 mg/kg/j (1999).
Cette valeur est établie à partir de l’étude expérimentale de Joy et al. (1982). Des groupes de rats Sprague-Dawley constitués de 7 à 14 individus ont été exposés par gavage aux doses de 0, 1, 3 ou 10 mg/kg/j de lindane en solution dans de l’huile de maïs pendant 23 jours.
Une stimulation électronique de l’amygdale induisant une crise de type épiletique est l’effet retenu. Une première altération est observée pour la dose de 3 mg/kg/j au bout de 4 jours d’exposition. Une réponse épileptique généralisée est observée après les 23 jours d’exposition à la même dose.
Un NOAEL de 1 mg/kg/j est retenu de cette étude.
Facteurs d’incertitude : un facteur de 100 a été appliqué, il tient compte d’un facteur de 10 pour la variabilité intra-espèce et d’un autre facteur de 10 pour l’extrapolation des données animales à l’homme.

Effets à seuil - Exposition sub-chronique par voie orale :
L’ATSDR propose, pour une exposition subchronique par voie orale, un MRL de 1 10-5 mg/kg/j (1999)
Cette valeur est établie à partir de l’étude expérimentale de Meera et al. (1992). Six souris femelles Swiss par lot ont été exposées à 0 - 0,012 - 0,12 ou 1,2 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 24 semaines. Une relation dose dépendante biphasique correspondant à une stimulation puis une suppression de la réponse immunitaire cellulaire et humorale est rapportée. L’effet critique retenu est une diminution de l’activité des follicules lymphocytaires. De cette étude un LOAEL de 0,012 mg/kg/j est déterminé.
Facteurs d’incertitude : un facteur de 1 000 a été appliqué. Il correspond à un facteur de 10 pour l’utilisation d’un LOAEL, d’un facteur de 10 pour l’extrapolation des données de l’animal à l’homme et d’un facteur de 10 pour la variabilité intra-espèce.

Effets à seuil - Exposition chronique par voie orale :
L’US EPA (IRIS) propose une RfD de 3 10-4 mg/kg/j (1988)
Cette valeur a été établie à partir de l’étude expérimentale de Zoecon Corporation (1983).
Il s’agit d’une étude réalisée chez 20 rats mâles Wistar et 20 femelles exposés à 0, 0,2, 0,8, 4, 20 ou 100 ppm de lindane (degré de pureté de 99,85 %) introduit dans la nourriture. Après 12 semaines d’exposition 15 animaux par sexe et par groupe ont été sacrifiés. Les animaux non sacrifiés ont été nourris sans adjonction de lindane pendant 6 semaines. Aucun effet n’est rapporté quant à la mortalité, les effets hématologiques. Les rats exposés aux doses de 20 ou 100 ppm présentent une hypertrophie hépatique, une dégénérescence tubulaire, la présence d’inclusions hyalines, une dilatation tubulaire, une néphrite interstitielle et des basophilies tubulaires. Un NOAEL de 4 ppm (0,33 mg/kg/j chez la femelle) et un LOAEL de 20 ppm (1,55 mg/kg/j chez le mâle) sont définis pour les effets rénaux et hépatiques.
Facteurs d’incertitude : un facteur de 1 000 aété appliqué. Il correspond à un facteur de 10 pour l’extrapolation d’une exposition sub-chronique à chronique, un facteur de 10 pour l’extrapolation des données de l’animal à l’homme et un facteur de 10 pour la variabilité intra-espèce.

Le RIVM propose une TDI de 4.10-5 mg/kg/jour pour une exposition chronique au lindane par voie orale (Baars et al., 2001).
Cette valeur est établie à partir de l’étude expérimentale de Meera et al. (1992). Six souris femelles Swiss par lot ont été exposées à 0 - 0,012 - 0,12 ou 1,2 mg/kg/j de lindane introduit dans la nourriture pendant 24 semaines. Une relation dose dépendante biphasique correspondant à une stimulation puis une suppression de la réponse immunitaire cellulaire et humorale est rapportée. L’effet critique retenu est une diminution de l’activité des follicules lymphocytaires. De cette étude un LOAEL de 0,012 mg/kg/j est déterminé.
Facteur d'incertitude : un facteur d’incertitude de 300 est appliqué pour tenir compte de la variabilité intra (facteur 10) et inter-espèces (facteur 10) et de l'utilisation d'un LOAEL (facteur 3). Un facteur 3 a été jugé suffisant pour compenser l'utilisation d'un LOAEL au lieu d'un NOAEL, car pour cette dose (LOAEL), les effets toxiques observés étaient peu importants.
Selon le RIVM, la fiabilité de cette valeur est élevée.



Effets sans seuil - Exposition chronique par inhalation et par voie orale :
L'OEHHA propose un ERUi de 3,1.10-4 (µg/m3)-1 et un ERUo de 1,1 (mg/kg/j)–1 pour une exposition à l'hexacholorocyclohexane (mélange d'isomères) de qualité technique (2002).
Ces valeurs ont été estimées à partir des données de cancérogénèse issues de 2 études chez la souris exposée par voie orale à un mélange d'isomères de l'hexacholorocyclohexane de qualité technique (Hanada et al., 1973 ; Kashyap et al., 1979). Dans les deux cas, une augmentation de l'incidence des tumeurs hépatiques a été notée chez les souris mâles et femelles. A noter que les isomères β et g (lindane) de l'HCH semblent moins actifs dans la cancérogénicité que l'isomère a (Kashyap et al., 1979).
Un modèle multiétapes linéarisé a été utilisé pour estimer l'excès de risque par voie orale de 4 (mg/kg/j)-1. Le risque par inhalation a été calculé en prenant un poids de 70 kg et un volume respiratoire journalier de 20 m3.

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
pTCA 0,14 µg.m-3 RIVM (2001)
valeur provisoire
Provisoire Air ambiant
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Bibliographie

Introduction

FDTE/VTR Importer L'objectif de ce document est d'estimer les effets à long terme sur la faune et la flore, les résultats nécessaires à cette évaluation sont présentés. Lorsqu'un nombre suffisant de résultats d'écotoxicité chronique est disponible, les résultats d'écotoxicité aiguë ne sont pas fournis. Lorsque l'écotoxicité chronique n’est pas suffisamment connue, les résultats d'écotoxicité aiguë sont présentés et peuvent servir de base pour l'extrapolation des effets à long terme.

Dangers

Valeurs de danger

Valeurs de danger
Nom Espèce Valeur Niveau trophique Taxon Matrice Stade de vie Effet Effet détaillé Durée d'exposition Méthode Norme / Ligne directrice Commentaire Source
CL/CE50 0.78 mg.L-1 Algue UE (2005) p.22
CL/CE50 0.0059 mg.L-1 Invertebré UE (2005) p.22
CL/CE50 0.002 mg.L-1 Poisson UE (2005) p.22
CL/CE50 1 mg.L-1 Algue UE (2005) p.22
CL/CE50 0.00017 mg.L-1 Invertebré UE (2005) p.22
CL/CE50 0.009 mg.L-1 Poisson UE (2005) p.22
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Synthèse

Eau douce

FDTE/VTR Importer Paramètres d’écotoxicité aiguë :



Paramètres d’écotoxicité chronique :





Différents résultats de tests de toxicité chronique chez des organismes d’eau douce sont disponibles. Tous n’ont pas pu être validés faute de temps.
Blockwell et al., (1996) ont exposé l’amphipode d’eau douce Gammarus pulex à des concentrations de lindane de 0,2 - 1,0 - 3,0 - 6,0 mg/L en système statique et pendant une période de 14 jours. Vingt organismes sont testés par concentration d’exposition.
Les conditions physico-chimiques sont maintenues : T = 12°C ; pH = 7,56 ; CaCO3 = 141 mg/L ; conductivité = 293 mScm-1. Les concentrations mesurées dans les essais ne différent pas de plus de 20 % par rapport aux concentrations nominales tout au long du test. La mortalité des individus n’a pas dépassé 10 %. Le critère d’effet mesuré est la croissance. Les auteurs ont ainsi retenu pour G. pulex une NOEC (14 j) = 2,67 mg/L.

Les effets du lindane sur l’éclosion des oeufs, la survie et le développement de Chironomus riparius ont été étudiés par Taylor et al. (1993) dans une étude portant sur le cycle de vie complet de l’espèce. Les individus testés ont été exposés à des solutions de lindane filtrées (0,45 mm) et renouvelées tous les jours. Trois réplicats pour chaque concentration (0,1 - 1,0 - 10 mg/L) ont été réalisés à 12 °C. Les larves sont nourries en excès tout au long de l’étude. Les individus sont comptés régulièrement et les morts retirés du milieu d’essai. La température, le pH, l’oxygène dissous et la conductivité sont mesurés deux fois par semaine. Les concentrations en lindane dans chaque milieu ont été suivies analytiquement. La métamorphose en nymphe et le développement vers l’état adulte ont été les effets les plus sensibles selon les auteurs, ils ont ainsi retenu une NOEC (47 j) = 1,1 mg/L.

Deux études sur mésocosmes sont également disponibles. Durant 28 jours, Mitchell et al. (1993) ont exposé le crustacé d’eau douce Gammarus pulex, l’éphémère Baetis spp. et des communautés d’algues photosynthétiques à des concentrations de lindane dans un système de six courants artificiels installés en extérieur (semi-recirculating system).

La qualité de l’eau filtrée à 10 mm (chlore total, nitrate, phosphate, conductivité, dureté totale, carbone organique total, et matières en suspension) a été surveillée une fois par semaine. La température, la concentration en oxygène dissous et les concentrations en lindane sont régulièrement mesurées. Dans l’expérience 1 (réalisée au printemps), les concentrations mesurées (3,1 - 5,7 - 11,1 - 20,3 mg/L) présentent 30 % de différence avec les concentrations nominales ; alors que dans l’expérience 2 (réalisée en automne) la différence est seulement de 20 % avec toutefois des différences de 50 % pour certaines (0,2 - 0,6 - 0,8 mg/L). Les résultats obtenus par les auteurs conduisent à une concentration sans effet observé mesurée sur la dynamique de la population de 0,2 mg/L pour Baetis spp et de 0,8 mg/L pour Gammarus pulex.

Peither et al. (1996) ont évalué les seuils de toxicité du lindane sur une communauté de zooplancton d’une mare artificielle (mésocosme). La mare a été divisée en sept compartiments à l’aide de cylindres afin de tester différentes concentrations de lindane : 4 - 8 - 16 - 24 - 32 et 64 mg/L. Des pertes moyennes de 50 % en lindane dans les différents compartiments d’essai ont poussé les auteurs à renouveler les solutions au 22et 29ème jour, ce qui donne en moyenne des concentrations tests de 0 - 6 - 12 - 18 - 24 et 50 mg/L tout au long de l’expérience de 39 jours. La température (14,3 °C), l’oxygène dissous (100 %) et le pH (5,5-9,3) sont restés relativement stables au cours de l’expérience, alors que la conductivité a nettement diminué dans tous les compartiments. Les auteurs ont compté les larves d’insectes et de crustacés tous les 2 à 5 jours. A partir de leurs résultats, les auteurs ont dérivé une CE50 (39 j) = 2,9 mg/L pour Eucyclops serrulatus et une CE50 (39 j)= 1,6 mg/L pour Chaoborus flavicans.

Eau marine

FDTE/VTR Importer Paramètres d’écotoxicité aiguë :
Schimmel et al. (1977) ont exposé plusieurs espèces estuariennes à des concentrations de lindane (0,16 - 0,32 - 0,63 - 1,25 - 2,5 - 5 et 10 mg/L) pendant 96 heures dans de l’eau de mer passée dans un filtre à sable. Les animaux n’ont pas été nourris au cours du test. La température maximale est de 28°C. La mortalité a été contrôlée tous les jours, les individus morts au cours du test sont retirés. Selon les espèces la salinité varie de 15 à 23 ‰, et la température de 21 à 27°C. Les différentes valeurs de CL50 (96 h) calculées par les auteurs sont reportées dans le tableau ci-dessus.

Inman et Lockwood (1977) ont exposé l’amphipode marin Gammarus duebeni au lindane dans de l’eau de mer naturelle (33 ‰). Aucune indication sur la filtration de l’eau n’est mentionnée ni sur un éventuel suivi analytique des concentrations d’exposition. La CL50(96 h) déterminée est de 13,5 µg/L.




Paramètres d’écotoxicité chronique :
Seule une étude de toxicité à long terme est disponible pour les organismes marins. Davis et Hidu (1969) ont mesuré les effets du lindane sur la croissance (longueur de la coquille), le taux de survie des larves, et la reproduction (développement des œufs) de deux espèces de mollusques. Des œufs et des larves de Crassostrea gigas (100) et de Mercenaria mercenaria (50) ont été exposés durant 12 et 10 jours respectivement, à des concentrations de lindane (renouvelées tous les deux jours) de 0,25 - 0,50 - 1 - 2,5 - 5 et 10 mg/L à 24 °C. Aucune information sur l’origine de l’eau de mer n’est mentionnée, et il n’y a pas eu de suivi analytique des concentrations dans le milieu. Les effets ont été observés aux différentes concentrations testées mais aucun test contrôle n’a été réalisé. Par conséquent, les NOECs présentées dans le tableau 6 correspondent aux concentrations en lindane pour lesquelles les effets ne sont pas significativement différents de ceux observés pour la plus faible concentration testée (0,25 mg/L).

Les résultats obtenus par les auteurs dans ces conditions sont reportés dans le tableau 8. Ces résultats seront à utiliser avec prudence car ils ne sont pas représentatifs d’une vraie NOEC.

Shirley et McKenney (1987) ont exposé des adultes et des larves du crabe Eurypanopeus depressus à des concentrations en lindane en système dynamique. Les concentrations sont exprimées en concentrations mesurées. Le lindane a été ajouté en présence de triéthylène glycol (dans le cas des études sur adultes) et d’acétone (études sur les larves). La durée d’exposition des organismes est de 16 ou 21 jours selon le stade de développement testé. Dans le cas de l’étude sur crabes adultes aucun effet n’a été observé aux différentes concentrations testées. Cependant, la mortalité du contrôle était relativement élevée (» 30 %). La concentration sans effet reportée pour le stade zoé (stade larvaire post-nauplius) est de 0,11 µg/L. Dans le cas des tests sur mégalopes, un effet significatif a été observé à la première concentration testée (0,01 µg/L). En effet, seulement 27 % des individus ont survécu (73 % de survie dans le contrôle). A la concentration suivante (0,11 µg/L) le taux de survie est de 41 % par conséquent il est difficile de prendre en compte cette donnée.



Valeurs écotoxicologiques

Valeurs guides

Valeurs guides
Nom Valeur Matrice Cible Effet critique retenu Durée d'exposition Facteur Commentaire Etat du statut Valeur retenue par l'INERIS Année Source
PNEC / QSed 0.0024 mg/kg (poids sec) Sédiments
Norme de qualité pour la communauté benthique d'eau douce et la norme de qualité pour la communauté benthique d'eau de mer = 0.24 µg/kg - pds hum. - equilibre de partage
Oui UE (2005) p.22
PNEC chronique 0,000002 mg.L-1 Eau marine
Norme de qualité (NQ) marine. Les espèces marines sont plus sensibles que les espèces d'eau douce. Aussi NQ marine = NQ eau douce / 10. La norme de qualité environnementale globale = 0.002 µg/L. - extrapolation
Oui UE (2005) p.22
PNEC chronique / AA-QSwater_eco 0,00002 mg.L-1 Eau douce 10
Norme de qualité (NQ) pour l'eau douce (directive cadre eau). La norme de qualité environnementale globale = 0.02 µg/L. - extrapolation
Oui UE (2005) p.22
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Valeurs réglementaires

Synthèse

FDTE/VTR Importer Concentrations sans effet prévisible pour l'environnement (PNEC). Propositions de l'INERIS :
L’ensemble des données présentées n’a pas pu être validé. Par conséquent les propositions qui seront faites ci-dessous ne sont que provisoires et pourront être modifiées au vu de nouvelles informations.

Compartiment aquatique :
Des données de toxicité à court terme sont disponibles pour les organismes marins et d’eau douce pour au moins trois niveaux trophiques. Des données long terme sont disponibles pour les organismes d’eau douce sur différents niveaux trophiques mais aucune donnée validée n’existe pour les organismes marins.
Les crustacés et les insectes semblent être les espèces les plus sensibles aussi bien en toxicité aiguë qu’en toxicité chronique, les algues, quant à elles, semblent être les moins sensibles avec les mollusques (du moins en eau douce).

Par ailleurs, il semble que les organismes marins soit relativement plus sensibles que les organismes d’eau douce au vu des données de toxicité aiguë (du fait du manque de données de toxicité chronique il n’est pas possible de confirmer cette observation). En effet, ces dernières sont souvent proches voire inférieures aux valeurs reportées en chronique pour les espèces d’eau douce. La plus faible valeur rapportée en toxicité aiguë pour des organismes marins est la CL50 (96 h) = 0,17 µg/L reportée par Schimmel et al. (1977) chez le crustacé Penaeus duoarum. Cette valeur est du même ordre de grandeur que les valeurs reportées dans des expériences à long terme en mésocosme d’eau douce sur des insectes (NOEC (28 j) = 0,2 µg/L chez Baetis sp. reportée par Mitchell et al., 1993).

Par ailleurs, on peut également remarquer que même pour les organismes d’eau douce, certaines valeurs obtenues dans des conditions de test à court terme sont proches des résultats observés à long terme.

Par conséquent, afin de protéger le milieu marin, une PNEC provisoire peut être déterminée à partir de la donnée aiguë la plus faible sur organismes marins à laquelle un facteur d’extrapolation de 100 est appliqué.
D’où :
PNECEAU = 0,17/100 = 0,0017 µg/L = 1,7 ng/L

Compartiment sédimentaire :
La PNEC est déterminée à partir du coefficient de partage et de la PNEC déterminée pour la colonne d’eau d’après la formule suivante :

PNEC sédiment= Ksed/eau / RHOsed x PNECeau x 1 000

PNECEAU = concentration prévue sans effet pour le compartiment aquatique
RHOSED = densité du sédiment (humide) (valeur par défaut : 1 300 kg/m3)
KSSED-EAU = coefficient de partage entre le sédiment et l'eau (m3/m3)
= FeauSED + FsolidSED  KpSED  RHOsolid
= 126,3 m3/m3

FeauSED : fraction d'eau dans le sédiment (défaut : 0,8 m3/m3)
FsolidSED : fraction solide dans le sédiment (défaut : 0,2 m3/m3)
KpSED : coefficient de partage eau-sédiments (251 L/kg)
RHOsolid : densité de la phase solide (défaut : 2,5 kg/L)
D’où :
PNECSED = 0,16 µg/kg (poids humide) = 0,43 µg/kg (poids sec)

Bibliographie

Tableaux de synthèse

Généralités

Généralités
CAS 58-89-9
SANDRE 1203
Substance prioritaire dans le domaine de l’eau (DCE) oui
Substance soumise à autorisation dans Reach non
Substance soumise à restriction dans Reach non
Substance extrêmement préoccupante (SVHC) non
Réglementations

FTE 2005 Importer

L'hexachlorocyclohexane technique et le lindane sont considérés comme des « polluants organiques persistants » (POP) depuis le protocole d'Aarhus1 signé le 24 juin 1998, approuvé par la France en 2002 (loi n°2002 285 du 28 février 2002 et décret de publication du 12 septembre 2002) et entré en vigueur en 2003. Ces molécules y figurent en tant que substances dont l'utilisation doit être restreinte. Le HCH technique peut être utilisé uniquement en tant que produit intermédiaire dans l'industrie chimique.

La directive 84/491/CEE du Conseil des communautés européennes du 9 octobre 1984 (Journal Officiel L 274 du 17 octobre 1984) fixe des valeurs limites d'hexachlorocyclohexane dans les eaux soumises à des rejets :

  • eaux continentales de surface affectées par les rejets : 100 ng.L 1
  • eaux d'estuaires et de mers territoriales : 20 ng.L 1

[1] http://www.unece.org/env/lrtap/pops_h1.htm

Tableau 1.2. Directive 84/491/CE du 9 octobre 1984 donnant les valeurs limites à appliquer pour les rejets.

D'après la directive 2002/371/CE de la Commission Européenne (Journal Officiel L 133 du 18 mai 2002), les fibres de laine ne doivent pas contenir plus de 0,5 ppm (parties par million) de HCH (somme des isomères) alors que la limite pour les fibres de coton est de 0,005 ppm.

Le règlement 850/2004 du Conseil et du Parlement Européen du 29 avril 2004 (Journal Officiel L 158 du 30 avril 2004) prévoit l'interdiction totale de la production du HCH, le lindane y compris, et la réduction maximale de son utilisation en vue de son élimination d'ici la fin de l'année 2007. Un échéancier visant à réduire leur utilisation stipule que par dérogation, les Etats membres peuvent autoriser les utilisations suivantes :

  • Jusqu'au 01.09.2006
  • traitement curatif et industriel professionnel des bois de charpente et de construction et grumes ;
  • applications industrielles et résidentielles intérieures ;
  • Jusqu'au 31.12.2007 :
  • utilisation du HCH comme intermédiaire dans la fabrication de substances chimiques ;
  • utilisation des produits contenant au moins 99 % d'isomère γ HCH limitée à des applications de santé publique et en tant qu'insecticide vétérinaire topique.

Ce règlement reprend les différentes utilisations autorisées du lindane énumérées dans le protocole d'Aarhus de 1998.

Le HCH figure sur la liste des substances recensées pour une action prioritaire, dans l'annexe 2 de la stratégie de l'OSPAR (2006).

La directive 84/491/CEE est reprise par l'arrêté du 2 février 1998 de la République Française2 (Journal Officiel du 3 mars 1998). Ce texte donne des valeurs limites des normes d'émission du HCH pour les rejets provenant d'établissements industriels :

  • Production de HCH : 2 mg.L 1 et 2 g.t 1 de HCH produite ;
  • Extraction de lindane : 2 mg.L 1 et 4 g.t 1 de HCH traitée ;
  • Production de HCH et extraction de lindane : 2 mg.L 1 et 5 g.t 1 de HCH produite.

L'arrêté du 24 décembre 2002 (Journal Officiel du 7 mars 2003) fixe le seuil d'émission dans l'air à 10 kg.an 1 pour les installations classées soumises à autorisation.
Classification CLP Voir la classification CLP

Production et utilisation

Production et ventes

Données économiques

FTE 2005 Importer

D'après Fabre et al. (2005), le HCH technique est obtenu par photochloration du benzène (irradiation avec un rayonnement UV). Plusieurs étapes de purification sont nécessaires pour

séparer les différents isomères du HCH et extraire le lindane. Un procédé de synthèse simplifié est présenté dans la figure 2.1.

Figure 2.1. Synthèse du lindane (d'après Fabre et al., 2005).

Le processus de fabrication du lindane entraîne la production de 80 à 90 % d'isomères résiduels non désirables. Les isomères α et δ sont utilisés pour la fabrication de trichlorobenzène et d'acide chlorhydrique. Ces informations sont tirées de la fiche de Fabre et al. (2005) sur l'hexachlorocyclohexane et isomères qui renferme des renseignements plus détaillés.

Le lindane n'est plus produit en France ni dans l'UE (15) depuis environ une dizaine d'années. Toute production aurait cessé depuis 2001 au moins dans l'ensemble de la zone UNECE (Hauzenberger et al., 2002). D'après le PARNA (2006), l'Inde et la Roumanie étaient les seuls pays à produire du lindane destiné au marché mondial en 2006. L'adhésion de la Roumanie à l'Union Européenne devrait mettre fin à la production de lindane dans ce pays.

D'après les affaires indiennes et du Nord canadien (1997) citées sur le site internet de la table ronde nationale sur l'environnement et l'économie (Canada) à travers un document datant de 1999, l'emploi mondial annuel de lindane serait de 720 000 tonnes auxquelles s'ajoutent 55 000 tonnes de HCH technique. Cette estimation complète celle de Li (1999) citée par Fabre et al. (2005) qui fait état d'une production de HCH technique de 9 millions de tonnes entre 1948 et 1997 (on rappelle que le lindane représente environ 13 % des isomères contenus dans le HCH technique). Selon Li (1999), la France se place au quatrième rang mondial des pays historiquement utilisateurs de HCH avec une consommation de 520 000 tonnes entre 1948 et 1997.

Les chiffres publiés sur le site internet du commerce extérieur français (tableau 2.1.) sont agrégés à l'échelle européenne, néanmoins certains chiffres nationaux sont disponibles. Ces données montrent une augmentation des quantités de HCH importées entre 2004 et 2005 en Europe. Cette tendance est classique lors de l'annonce de restrictions d'usage sur un produit, les utilisateurs ayant tendance à augmenter leurs stocks. Aucune donnée n'est disponible pour la France.

Tableau 2.1. Importations de HCH en tonnes (site internet du commerce extérieur français).

D'autre part, ce tableau montre également qu'en 2005, une forte majorité des importations étaient destinées à un pays frontalier de la France.

Connaissant l'usage antiparasitaire actuel du lindane en France (voir § 2.2 Utilisations) on peut supposer que le HCH n'a pas une place importante dans les industries chimiques et pharmaceutiques. Etant données les dispositions prises pour la fin de l'année 2007 (règlement 850/2004 du Conseil et du Parlement Européen du 29 avril 2004), on peut supposer qu'aucun produit contenant du lindane ne sera disponible à partir de 2008.

Alors que l'utilisation du lindane diminue fortement au niveau mondial, quatre entreprises dont une française se sont regroupées au sein du CIEL, Centre International d'Etudes du Lindane (Fabre et al., 2005). Ce consortium s'est donné comme but de réaliser des études scientifiques et des compilations bibliographiques afin de permettre une re homologation du lindane en Europe et aux Etats Unis.

Il existe une différence significative entre le prix des produits contenant du lindane et celui de ses produits de substitution. Selon le site internet d'un producteur, l'Aurodil® (contenant de la perméthrine) coûte plus de six fois plus cher que l'Axadrine® pesticide contenant du lindane.

En 2006, les prix de produits à base d'imidaclopride commercialisés par un autre producteur semblaient également plusieurs fois supérieurs aux produits contenant du lindane qui furent disponibles sur le marché.

Utilisations

Introduction

FTE 2005 Importer

Le lindane est un insecticide à large spectre d'activité. Il est efficace sur certains insectes et parasites des hommes et des animaux. Les principales utilisations du lindane sont résumées dans le tableau 2.2. (d'après INERIS, 2005).

Tableau 2.2. Utilisations du lindane.

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

Au niveau mondial, on retrouve encore le lindane dans la composition de plus de 500 produits commerciaux pour différents types d'utilisations (Fabre et al., 2005) :

Produits antiparasitaires :

EPHTIRIA® (laboratoire Debat), SCABECID® (laboratoire Stiefel), ELENTOL® et ELENOL® (laboratoire Gerda) sont des produits utilisés en France pour traiter les pédiculoses corporelles et les cuirs chevelus. Ces produits contiennent entre 0,4 et 1% de lindane, ils sont commercialisés sous la forme de crèmes fluides ou de poudres (site internet du laboratoire de parasitologie de Lille).

Autres produits pharmaceutiques :

Produits utilisés aux USA, Angleterre, Allemagne, Suisse, Belgique. Aucun usage actuel de la sorte identifié en France dans le cadre de cette étude.

Produits agricoles :

Produits utilisés au Canada. Aucun usage actuel de la sorte n'a été identifié en France dans le cadre de cette étude.

Produits d'entretien des parcs :

Produits utilisés au Canada. Aucun usage actuel de la sorte n'a été identifié en France dans le cadre de cette étude.

Rejets dans l’environnement

Rejets dans l'environnement

FTE 2005 Importer

Les isomères du HCH sont considérés comme peu solubles dans l'eau. Ils peuvent disparaître par adsorption sur les sédiments, biodégradation (anaérobie et rarement aérobie) ou absorption par la faune (site internet Extonet).

Sa présence dans les sédiments résulte néanmoins, majoritairement, d'une diffusion plutôt que d'une réelle fixation. La dégradation du lindane par photolyse dans l'eau est faible. Sa concentration dans les eaux de pluie peut atteindre 100 ng.L 1 en France (Fabre et al., 2005). La dégradation du lindane est essentiellement due à l'activité bactérienne et est largement favorisée par des conditions anaérobies (Sharom et al., 1980, cités par Fabre et al., 2005).

Les temps de demi vie du lindane communément rapportés sont de l'ordre de 3 à 30 jours, de 30 à 300 jours et supérieures à 300 jours respectivement dans les eaux de rivières, les eaux de lacs et les eaux souterraines.

Son évaporation à partir de l'eau est un processus lent, mineur par rapport à la volatilisation à partir des sols (ATSDR, 2005b). Sa demi vie par évaporation est estimée à 191 jours (Mackay et Leinonen, 1975, cités par INERIS, 2005).

Si la substance est rejetée dans l'océan, l'existence de courants marins peut la transporter à des milliers de kilomètres du lieu d'utilisation.

Le lindane est considéré comme très peu mobile dans les sols. Étant donné son caractère lipophile, il est fortement adsorbé par les sols riches en matières organiques et ne sera lessivé qu'en présence de fortes précipitations. Il sera en revanche plus mobile dans les sols pauvres en matière organique. Une contamination des eaux souterraines ne pourra ainsi être exclue en présence de tels sols (site internet Extonet).

Après application du lindane sur un sol, une partie non négligeable peut s'évaporer : les taux de volatilisation fournis par la littérature sont très variables selon la nature et l'humidité des sols d'une part, cette dernière favorisant nettement le départ à l'atmosphère du lindane en surface, puis selon le mode (pulvérisation ou application d'une solution) et la température d'application d'autre part. La demi vie s'échelonne de 24 heures à 25 jours (site internet HSBD ; site internet Extonet)

Actuellement, les niveaux de contaminations des sols agricoles français sont de l'ordre de 1 à 100g.kg 1 (Fabre et al., 2005).

La dégradation dans le sol provient de l'action de micro organismes, capables de synthétiser des enzymes de dégradation. En condition anaérobie, c'est le gamma tétrachlorocyclohexène (γ TCCH) qui est principalement formé. L'isomère β HCH est le moins biodégradable. La dégradation dans les sols dépend de la présence d'oxygène, de l'humidité, du type de sol, des conditions physico chimiques, et de la concentration appliquée (Fabre et al., 2005).

Tous les isomères de l'hexachlorocyclohexane sont volatils et d'après l'organisation mondiale de la santé (OMS, 1991, cité par Fabre et al., 2005), la volatilisation constitue une des principales sources de dispersion du lindane. Les isomères α HCH et γ HCH sont les plus présents dans l'atmosphère.

Le lindane en phase gazeuse peut s'adsorber sur des particules solides et être à nouveau déposé. Il est présent également sous forme de vapeur mais ne se volatilise pas significativement lorsqu'il est émis dans les eaux. Les taux de disparition du lindane par précipitation et dépôt humide sont respectivement de 2,5 % et 3,3 % par semaine. Le temps de résidence moyen du lindane dans l'atmosphère a été ainsi estimé à 17 semaines (ATSDR, 2005b). Celui du α HCH, est de 30% supérieur à celui du lindane.

Par ailleurs, le lindane peut se dégrader partiellement par réaction photochimique avec des radicaux hydroxyles pour donner des pentachlorocyclohexènes et tétrachlorocyclohexènes. Cependant, ce phénomène est considéré comme très peu significatif (ATSDR, 2005b). La demi vie par photo oxydation proposée par la littérature est de 270 jours.

Ainsi, le lindane est relativement stable dans l'atmosphère (site internet Spectrum Laboratories Inc.). Cette stabilité favorise son transport sur de longues distances dans l'atmosphère. L'isomère α HCH est également stable dans l'atmosphère. En effet, le lindane et l'α HCH se volatilisent dans les endroits chauds comme les pays tempérés et tropicaux. Puis, ils sont transportés par des courants atmosphériques vers le Nord et se condensent dans des milieux plus froids. De ce fait, de fortes concentrations de lindane et de α HCH ont été observées en altitude dans les montagnes Rocheuses du Canada (Blais et al., 1998, cités par Fabre et al., 2005).

Au début des années 90, des isomères du HCH ont ainsi été détectés dans des régions, comme dans le Golfe d'Alaska, dans lesquelles ils ne sont ni utilisés, ni produits, ceux ci résultent donc uniquement de leur transport (Iwata et al., 1993, cités par Fabre et al., 2005).

La présence du HCH dans l'environnement est uniquement d'origine anthropique.

En France, le HCH n'est plus émis sous forme de pesticide en agriculture, néanmoins, les nombreuses années d'utilisation en agriculture avant son interdiction ont une importance non négligeable sur sa présence dans les sols (Fabre et al, 2005). A ce jour les principales sources de rejets sont liées à sa fabrication (néanmoins, aucun site français de fabrication n'a été identifié dans le cadre de cette étude) ou à son stockage (des collectes de lindane étant ou ayant été organisées en France, l'existence de stocks passés ou actuels est suspectée).

Etant donnée l'utilisation en France de produits antiparasitaires à base de lindane, on peut s'attendre à de faibles rejets diffus sur l'ensemble du territoire.

En France, entre 2003 et 2005 des traces d'isomères gamma et alpha de l'hexachlorocyclohexane ont été retrouvées dans les eaux de rejet de certaines installations industrielles. La direction de la prévention des pollutions et des risques et la direction de l'eau (2006) a répertorié les installations et secteurs d'activité suivants : stations d'épuration urbaines, traitement de surface, chimie, parachimie, industrie pétrolière, traitement et stockage de déchets. Le HCH a été détecté à des teneurs très faibles, mais il ne s'agissait pas de cas isolés. Pour autant, ces secteurs ne sont pas directement concernés par l'utilisation du HCH, il s'agirait donc probablement de contaminations de l'eau qu'ils utilisent.

Aucun site de production français n'a été trouvé lors de cette étude.

Etant donnée l'utilisation en France de produits antiparasitaires à base de lindane, on peut s'attendre à de faibles rejets diffus sur l'ensemble du territoire. D'après nos recherches, il n'existerait plus d'usage agricole en France depuis 1998.

Pollutions historiques et accidentelles

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Certains sites industriels répertoriés par le site internet BASOL sont identifiés comme présentant des résidus de HCH :

  • • L'ancienne entreprise SICO, Voreppe (Isère), près de Grenoble. Cette usine produisait du lindane et donc possédait un dépôt de résidus de fabrication. Les déchets ont été traités par incinération en 1986 mais il n'y a eu aucun suivi par la suite.
  • • L'ancien site de la société Progil (commune de Pont de Claix). Il contient un stock d'inertes de lindane recouvert de terre. Les terres polluées ont été enlevées suite au dégagement de mauvaises odeurs, en 1994. La pollution potentielle des nappes souterraines est surveillée.
  • • Le site Ecospace, Gouhenans (Franche Comté). Du lindane a été détecté dans l'aquifère superficiel suite à l'enfouissement de résidus du lindane dans le sol, en 1980. Pour améliorer l'étanchéité du stockage, un système de drainage des eaux ainsi que des parois en béton ont été installés. Néanmoins, en 1998 et 1999, du lindane a été quantifiée dans les eaux, à des taux supérieurs à la norme.

En Alsace, BASOL répertorie cinq dépôts de résidus de HCH, dont au moins quatre stockent les déchets de l'ancienne société PCUK (Huningue, Haut Rhin) productrice de lindane :

  • • Le dépôt de Baggerloch, Hésingue (Haut Rhin). Cette ancienne gravière a été remblayée par des déchets de l'industrie chimique, contenant du lindane. Une étude réalisée en 2000 sur la pollution des nappes montre que le stockage « semble avoir un impact limité sur la nappe phréatique ».
  • • L'ancien dépôt « Eselsacker », Kingersheim (Haut Rhin). Ce dépôt d'ordures industrielles et ménagères sauvage contient du lindane. En 1995, un premier diagnostic juge la pollution des nappes par le HCH modérée. Néanmoins, une surveillance est estimée nécessaire.
  • • La décharge SITAL, Hochfelden (Bas Rhin). Il s'agit d'une décharge d'ordures ménagères et industrielles contenant entre autre du lindane. Celui ci est contenu dans une capsule étanche datant de 1983 1984. La qualité des eaux environnantes est contrôlée.
  • • L'ancien site de PCUK, Huningue (Haut Rhin). Un parking a été construit sur un ancien dépôt de résidus de HCH. L'étanchéité du parking a été améliorée, et la qualité des eaux en aval est contrôlée deux fois par an.
  • • L'ancien dépôt PCUK de Sierentz (Haut Rhin). Il s'agit également d'une ancienne gravière remblayée par des déchets de lindane. Celui ci est confiné dans une capsule étanche en 1987. Cependant, du lindane est détecté dans la nappe sous jacente. En 2003, des fuites de la capsule ont été détectées.
  • • Ancienne décharge PCUK, Wintzenheim (Haut Rhin). Il s'agit du même cas que la gravière précédente. Des traces de Lindane en quantité supérieure à la norme sont détectées (1 Sg.L 1) malgré le confinement dans une capsule d'argile depuis 1985. Des mesures urbaines, de non consommation de l'eau en aval, ont été mises en place, et en 2004, il a été décidé d'améliorer le confinement.

Parmi ces sites, seuls deux ont subi un traitement actif  : un par désorption thermique et l'autre par incinération. Un certain nombre de sites a été confiné de manière à maîtriser la pollution, et la majorité est sous surveillance.

Perspectives de réduction

Réduction des rejets

Réduction des émissions

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Bien que l'utilisation du HCH ait considérablement diminuée, il subsiste encore des possibilités d'émission de cette substance. Ces émissions peuvent être dues à la formulation et à l'usage de produits antiparasitaires contenant du lindane, mais principalement aux

conditions de stockage ou au transfert de substances polluées (Fabre et al., 2005). Le HCH a un potentiel de transfert important entre les sols et l'eau, on préconise donc en premier lieu un confinement des sites pollués puis un traitement adapté.

Fabre et al. (2005) ont dressé une liste des techniques de traitements des sites pollués par le HCH :

Traitement des sols : incinération, désorption thermique, extraction (solvants), deshalogénation, réduction, décomposition catalytique, bioremédiation et stabilisation (vitrification). Ces techniques sont efficaces à plus de 99 % pour la plupart, la dépollution d'une tonne de terre polluée peut coûter plusieurs centaines d'euros.

Traitement des eaux : bioremédiation in situ, barrières réactives, pompage et traitements (dégradation photocatalytique, traitements chimiques, adsorption sur charbon actif). Certains coûts font état de 18 000 € environ le kilo de polluant extrait ou de 8 € environ pour 1 000 litres d'eau traités.

Alternatives aux usages

Produits de substitution

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D'après le plan régional nord américain (PARNA) relatif au lindane et au HCH (2006), le lindane peut être remplacé par des substances comme la perméthrine, l'imidaclopride ou le thiamétoxam6 pour le traitement des semences. Pour le traitement du bétail contre les poux, mouches de cornes, puces et acariens de la gale, des produits à base de malathion et de perméthrine sont principalement recommandés (PARNA, 2006). De nombreuses solutions de remplacement sont possibles pour traiter les plantes d'ornement, notamment l'utilisation d'huiles végétales insecticides (site internet d'un fournisseur).

D'après le site internet Vidal, en France, il n'y aurait pas de shampoing anti poux contenant du lindane. De même, seule une crème Antiparasitaire externe (aoûtats, gales, tiques) l'Elenol du laboratoire Gerda contiendrait encore cette substance.

Toutefois, d'après PARNA (2006) et le site internet Vidal, les produits de substitution au lindane pour le traitement des poux de tête et de la gale contiennent essentiellement de la perméthrine, des préparations à base de souffre, du pipéronyl butoxyde, de la phénothrine et de la dépalléthrine. Pour le traitement des poux, il est également préconisé l'usage de substances moins toxiques : vinaigres et huiles minérales topiques, essence de citronnelle ou encore huile d'arbre à thé.

[6] Substance non autorisée d'emploi en France dans le secteur agricole (site internet e-phy).

L'imidaclopride est un insecticide utilisé dans le traitement des semences et l'éradication des pucerons de certains arbres fruitiers (ACTA, 2007).

L'utilisation d'imidaclopride en France est controversée : cette substance est suspectée d'être un neurotoxique pour les populations d'abeilles, y causant ainsi une surmortalité. Le Gaucho® (produit commercial contenant de l'imidaclopride) a été homologué en 1992 pour son utilisation sur les semences de maïs et en 1993 sur les semences de tournesol (site internet du producteur). Le produit a été retiré par décision du Conseil d'Etat le 28 avril 2006 (site internet Actu environnement).

Le PARNA (2006) préconise des méthodes de remplacement pour le traitement des semences agricoles ne nécessitant pas l'usage de produits chimiques. Ces techniques agricoles permettent une réduction du nombre de parasites et des quantités de pesticides utilisés. Des solutions simples sont proposées comme la sélection et la surveillance des sites à risques, la mise en jachère, la rotation des cultures, le tassement des sols, le choix de la période d'ensemencement et la culture en superficie. Les techniques détaillées ainsi que les produits de substitution homologués pour le Canada, les Etats Unis d'Amérique et le Mexique sont disponibles en annexe du PARNA (2006).

D'après les informations recueillies auprès de la Direction Régionale de l'Agriculture et de la Forêt du Languedoc Roussillon, l'interdiction de l'usage de produits contenant du lindane pour des applications agricoles a été plutôt mal perçue par les agriculteurs. Comme à chaque interdiction d'un produit apprécié pour ses qualités et son prix, la dangerosité d'une substance est vécue comme un aspect secondaire.

Trois grandes mesures ont été mises en place pour accompagner les agriculteurs : consignation systématique des produits contenant du lindane, collecte annuelle par des organismes et orientation vers des centres éliminateurs spécialisés. La plupart des produits de substitution utilisés actuellement contiennent de la perméthrine et de l'imidaclopride.

Conclusion

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L'hexachlorocyclohexane est considéré comme un polluant organique persistant, c'est un composé très volatil et peu soluble dans l'eau.

Son utilisation massive des années 50 à la fin du 20ème siècle dans le secteur agricole l'a fortement implanté sur le territoire. Selon nos informations, à partir de 2008, le HCH ne sera plus utilisé ni produit en France et en Europe. Des molécules de substitution existent, mais le surcoût lié à leur utilisation est important. De même, des techniques de dépollution des sols et des eaux sont disponibles mais présentent également un coût financier non négligeable.

Le taux de HCH dans l'air et dans les eaux de surface aura vraisemblablement baissé d'ici 2015. Néanmoins, sa présence dans les sols sera encore une réalité malgré les possibilités de décontamination et la surveillance de sites pollués. Avec une demi vie supérieure à 300 jours, la présence de lindane est probable dans les eaux souterraines après 2015.

Enfin, on peut craindre certains apports par voie atmosphérique à cause de l'utilisation de lindane dans des pays hors des frontières de l'Union Européenne.

Bibliographie

Documents

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58-89-9 -- Lindane -- FDTE
Publié le 29/09/2005
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58-89-9 -- Lindane -- FTE
Publié le 16/04/2007
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