Document d’appui : Rapport sur l'état de la science écologique du APFC-CC, APFS-CC, et APFS-LC

Titre officiel : Document de référence : Rapport sur l’état de la science écologique des 

Acides perfluorocarboxyliques à chaîne courte (APFC-CC) (C4–C7)

Acides perfluorosulfoniques à chaîne courte (APFS-CC) (C4–C7)

Acides perfluorosulfoniques à longue chaîne (APFS-LC) (C9–C20)

Renseignements à l’appui de l’ébauche du Rapport sur l’état des substances per- et polyfluoroalkyliques (SPFA)

Environnement et Changement climatique Canada

Mai 2023

Liste des abréviationsNote de bas de page 1 

AFFF

Mousse à formation de pellicule aqueuse

FBA

Facteur de bioaccumulation

FBC

Facteur de bioconcentration

FBM

Facteur de bioamplification

LCPE

Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999

LIS

Liste intérieure des substances

ECCC

Environnement et Changement climatique Canada

UE

Union européenne

FTO

Oléfine fluorotélomérique

FTOH

Alcool fluorotélomérique

Koe

Coefficient de partage octanol-eau

Kpe

Coefficient de partage protéine-eau

Kme

Coefficient de partage membrane-eau

APFC-LC

Acides perfluorocarboxyliques à longue chaîne

APFS-LC

Acides perfluorosulfoniques à longue chaîne

LES

Liste extérieure des substances

PFAA

Acides perfluoroalkyliques

SPFA

Substances per- et polyfluoroalkyliques

APFC

Acides perfluorocarboxyliques

PFPiA

Acides perfluoroalkylphosphiniques

PFSiA

Acides perfluorosulfiniques

APFS

Acides perfluorosulfoniques

PFSE

N-alkyl perfluoroalkylsulfonamidoéthanol

APFC-CC

Acides perfluorocarboxyliques à chaîne courte

APFS-CC

Acides perfluorosulfoniques à chaîne courte

FAT

Facteur d’amplification trophique

APFB

Acide perfluorobutanoïque

APFPe

Acide perfluoropentanoïque

APFHx

Acide perfluorohexanoïque

APFHp

Acide perfluoroheptanoïque

APFO

Acide perfluorooctanoïque

PFNA

Acide perfluorononanoïque

PFDA

Acide perfluorodécanoïque

PFUnDA

Acide perfluoroundécanoïque

PFDoDA

Acide perfluorododécanoïque

PFTrDA

Acide perfluorotridécanoïque

PFTeDA

Acide perfluorotétradécanoïque

PFPeDA

Acide perfluoropentadécanoïque

PFHxDA

Acide perfluorohexadécanoïque

PFHpDA

Acide perfluoroheptadécanoïque

PFODA

Acide perfluorooctadécanoïque

PFNDA

Acide perfluorononadécanoïque

PFICOA

Acide perfluoro-eicosanoïque

PFHICOA

Acide perfluoroheneicosanoïque

SPFB

Acide perfluorobutanesulfonique

SPFPe

Acide perfluoropentanesulfonique

SPFHx

Acide perfluorohexanesulfonique

SPFHp

Acide perfluoroheptanesulfonique

SPFO

Acide perfluorooctanesulfonique

SPFN

Acide perfluorononanesulfonique

SPFD

Acide perfluorodécanesulfonique

PFUnDS

Acide perfluoroundécanesulfonique

SPFDoD

Acide perfluoroundécanesulfonique

PFTrDS

Acide perfluorotridécanesulfonique

PFTeDS

Acide perfluorotetradécanesulfonique

PFPeDS

Acide perfluoropentadécanesulfonique

Préface

Le présent document contient des renseignements supplémentaires qui sont résumés ou mentionnés en référence dans l’ébauche du Rapport sur l’état des substances per- et polyfluoroalkyliques (SPFA). Un recensement des données pertinentes a été effectué et a pris fin en mars 2022.

Dans l’ébauche du Rapport sur l’état des SPFA, le présent document est cité comme suit :

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2023. Document de référence : Rapport sur l’état des connaissances scientifiques concernant les APFC à chaîne courte, les APFS à chaîne courte et les APFS à longue chaîne dans l’environnement. Gatineau (QC) : gouvernement du Canada.

Référence dans le texte : (ECCC 2023)

La documentation justificative des figures illustrant le présent document est offerte sur demande par courriel à substances@ec.gc.ca.

1. Introduction

Depuis les années 1950, les substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA) sont abondamment utilisées dans diverses applications industrielles et produits de consommation telles que les mousses à formation de pellicule aqueuse (AFFF) et pour le traitement des surfaces des textiles, des tapis et des papiers, ces applications nécessitant une énergie superficielle et une tension de surface extrêmement faibles ainsi que des propriétés hydrofuges et oléofuges durables. Leur présence dans l’environnement découle d’activités anthropiques et il n’existe aucune source naturelle de ces substances.

Depuis une décennie, on s’intéresse grandement au SPFO et à l’APFO, devenus des contaminants préoccupants partout dans le monde. Le SPFO et l’APFO sont persistants, bioaccumulables, répandus dans l’environnement de toute la planète et présents dans des régions éloignées (en raison du transport à grande distance de ces molécules et de leurs précurseurs), et peuvent entraîner divers effets nocifs sur la faune à des concentrations environnementales pertinentes. Ces deux substances ont fait l’objet de diverses mesures réglementaires dans de nombreux pays. Au Canada, les évaluations des risques écologiques du sulfonate de perfluorooctane (SPFO), de l’acide perfluorooctanoïque (APFO) et des acides perfluorocarboxyliques à longue chaîne (APFC-LC; C9–C21) réalisées conformément à la Loi canadienne sur la protection de l’environnement, 1999 (LCPE), ont permis de conclure que ces substances sont nocives pour l’environnement (EC, SC 2012; Environnement Canada 2006; Environnement Canada 2012). Par conséquent, le SPFO, l’APFO et les APFC-LC, leurs sels et leurs précurseurs ont été inscrits sur la Liste des substances toxiques (annexe 1) de la LCPE. Depuis 2008, la réglementation canadienne interdit la fabrication, l’utilisation, la vente, l’offre de vente et l’importation du SPFO et des produits en contenant, tout en prévoyant quelques exemptions. Depuis 2016, la réglementation canadienne interdit également la fabrication, l’utilisation, la vente, l’offre de vente et l’importation de l’APFO, des APFC-LC et des produits en contenant, tout en prévoyant aussi quelques exemptions. Le 14 mai 2022, le Canada a proposé un règlement qui restreindrait davantage le SPFO, l’APFO et les APFC-LC en supprimant ou en prévoyant des durées limitées à la plupart des exemptions restantes.

En raison notamment de diverses mesures réglementaires prises dans le monde entier (y compris l’inscription du SPFO et de l’APFO sur la Liste des polluants organiques persistants de la Convention de Stockholm), d’autres substances perfluorées (par exemple, les APFC-CC, les APFS-CC et peut-être les APFS-LC) sont utilisées pour remplacer l’APFO, le SPFO et les APFC-LC. Au départ, on pensait que les substances de remplacement à chaîne courte étaient une bonne solution de rechange, car elles présentaient dans l’ensemble un potentiel de bioaccumulation et de toxicité plus faible, d’après les résultats des essais de toxicité classiques réalisés sur des espèces aquatiques d’eau douce telles que des poissons, des daphnies et des algues. Cependant, on reconnaît depuis peu, par exemple, dans les déclarations de nombreux d’experts, que ces SPFA à chaîne courte peuvent avoir des impacts semblables à ceux du SPFO et de l’APFO (Déclaration d’Helsingør, Scheringer et al. 2014; Déclaration de Madrid, Blum et al. 2015; Déclaration de Zurich 2018, Ritscher et al. 2018).

De nombreux APFC-CC, APFS-CC et APFS-LC, ainsi que leurs précurseurs, ont été détectés dans l’environnement et le biote au Canada, notamment dans l’Arctique canadien et les Grands Lacs. La présence de ces substances au pays peut être attribuable à leur libération depuis des produits importés ou des articles manufacturés contenant ces substances qui se retrouvent dans l’environnement canadien. Dans les régions éloignées du Canada, leur présence peut être due au transport à grande distance (TGD) de précurseurs provenant du Canada ou d’ailleurs dans le monde, qui peuvent être transportés et par la suite transformés en acides.

Es APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC sont considérés comme étant aussi persistants que le SPFO, l’APFO et les APFC-LC en raison de la liaison carbone-fluor, qui est l’une des liaisons covalentes les plus fortes (environ 108–120 kcal/mole). En raison de cette liaison, ces substances sont extrêmement stables et résistent généralement à la dégradation par les acides, les bases, les oxydants, les réducteurs, les processus photolytiques et métaboliques, et les microbes. Il a également été montré que certains APFC-CC, APFS-CC et APFS-LC se bioamplifient chez les animaux sauvages d’un niveau trophique supérieur à un degré comparable à celui des substances qu’ils sont censés remplacer (c'est-à-dire le SPFO, l’APFO et les APFC-LC). Ces substances devraient pouvoir persister dans l’environnement pendant très longtemps, bien que cette persistance n’ait pas été quantifiée de manière significative. Il est souvent difficile de quantifier les risques pour l’environnement que peuvent poser des substances persistantes et bioaccumulables dans l’environnement, mais il est généralement admis qu’elles peuvent avoir des effets graves et irréversibles à long terme sur les populations animales (Environnement Canada 2006; MacLeod et al. 2014). En outre, les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC peuvent causer divers effets nocifs pour la faune, comparables à ceux des SPFA qu’ils ont remplacées.

Le présent rapport est un résumé des données recensées dans la littérature scientifique en environnement (jusqu’en mars 2022) sur les SPFA des trois sous-groupes suivants :

  1. les acides perfluorocarboxyliques (APFC-CC) à chaîne courte (C4–C7), leurs sels et leurs précurseurs
  2. les acides perfluorosulfoniques (APFS-CC) à chaîne courte (C4–C7), leurs sels et leurs précurseurs
  3. les acides perfluorosulfoniques (APFS-LC) à longue chaîne (C9–C20), leurs sels et leurs précurseurs

Cela comprend des données et des renseignements sur la persistance dans l’environnement, la bioaccumulation et le potentiel d’amplification trophique, la mobilité, les données de surveillance de l’environnement au Canada et le potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement. Le rapport porte en grande partie sur les APFC‑CC et APFS-CC, dont certains ont été utilisés pour remplacer les SPFA ayant fait l’objet de mesures de restriction au Canada et/ou à l’étranger. On estime que les APFS‑LC sont moins utilisés pour remplacer les substances visées par ces restrictions. Il en est donc moins question dans les pages qui suivent, surtout en raison du peu de données disponibles à leur sujet dans la littérature scientifique (exception faite des quelques données sur le SPFD et le SPFN).

Le présent rapport traite des SPFA à longue chaîne et à chaîne courte. Une substance à longue chaîne comporte 8 atomes de carbone (C8) ou plus, et une substance à chaîne courte compte 7 atomes de carbone (C7) ou moins. Le SPFO et l’APFO, qui ont tous deux une chaîne C8, sont parfois étudiés séparément des autres SPFA à longue chaîne visées par ce rapport. Comme le SPFO et l’APFO sont bien étudiés, les données à leur sujet sont parfois présentées à des fins de comparaison. De plus, ce document traite le SPFO et l’APFO différemment des autres SPFA à longue chaîne en ce qui concerne les activités réglementaires passées. Les rapports provenant d’autres sources (par exemple, l’OCDE), peuvent désigner les alkyles sulfonates perfluorés qui ont 6 carbones entièrement fluorés (C6 ou plus) (par exemple, le SPFHx) comme étant des SPFA à longue chaîne. Cependant, la définition des SPFA à chaîne courte et à longue chaîne utilisée dans le présent rapport est conforme aux autres publications du gouvernement du Canada.

Aux fins du présent rapport, les PFAA désignent les acides perfluoroalkyliques (par exemple, les APFC et les APFS). Ces formes stables constituent les groupements d’intérêt dans le présent document. Les abréviations des différents APFC et APFS peuvent désigner soit la forme acide, soit la forme anionique des substances chimiques. Toutefois, dans les conditions environnementales, les PFAA existent principalement sous leur forme anionique.

2. Identité des substances

Par définition, les SPFA contiennent au moins un groupe méthyle ou méthylène entièrement fluoré (sans aucun atome H, Cl, Br ou I lié). En d’autres mots, tout produit chimique, à quelques exceptions près, comportant au moins un groupe méthyle perfluoré (–CF3) ou un groupe méthylène perfluoré (–CF2–) est une SPFA (OCDE 2021). La plupart des substances perfluorées qui sont surveillées ou détectées dans l’environnement comportent une chaîne de 3 à 20 carbones fluorés. Ces chaînes alkyles sont liées à divers groupes fonctionnels. Par exemple, les acides perfluorocarboxyliques (APFC) et les acides perfluorosulfoniques (APFS) sont des acides organiques composés d’une chaîne de carbone fluoré terminée par un groupe fonctionnel carboxylate ou sulfonate, respectivement. Les structures chimiques de l’anion conjugué de l’acide perfluorooctanoïque (APFO) et de l’acide perfluorooctanesulfonique (SPFO) sont présentées à titre d’exemples dans la figure 1. Un certain nombre de configurations différentes sont possibles pour chaque acide perfluoré, y compris la configuration linéaire simple et les isomères ramifiés.

voir la description longue ci-dessous
Figure 1. Structures de l’anion conjugué de l’APFO (haut) et du SPFO (bas)
Description longue

La figure 1 présente les structures d’anion conjugué de l’APFO et du SPFO, ainsi que leurs notations SMILES respectives : FC(F)(F)C(F)(F)C(F)(F)C(F)(F)C(F)(F)C(F)(F)C(F)(F)C(=O)O et C(C(C(C(C(F)(F)S(=O)(=O)O)(F)F)(F)F)(F)F)(C(C(C(F)(F)F)(F)F)(F)F)(F)F

Sur le plan de la composition et de la nomenclature, le terme « perfluoré » indique que tous les atomes d’hydrogène directement liés à la chaîne carbonée ont été remplacés par des atomes de fluor. Le terme « polyfluoré » indique que seuls certains des atomes d’hydrogène ont été remplacés par des atomes de fluor. L’expression « C# » est généralement utilisée pour indiquer le nombre total (#) de carbones fluorés présents dans une molécule de SPFA ou le nombre total (#) de carbones présents dans une molécule d’APFC (qui comprend à la fois les carbones fluorés et le groupe carbonyle). Par exemple, une SPFA C9 possède 9 carbones, tous fluorés. Cependant, un APFC C9 possède 9 carbones, dont 8 sont fluorés et le 9e faisant partie du groupe fonctionnel carbonyle.

En 2006, la Liste intérieure des substances du Canada (LIS, datant de 1984 à 1986)Note de bas de page 2 a été examinée afin de relever les SPFA (y compris les sels et les précurseurs) qui y figuraient à l’époque. Lors de cet examen, on a tenu compte de leur potentiel de transformation en groupements d’intérêt, d’après le jugement d’experts, de leurs structures chimiques et du modèle CATABOL qui permet d’estimer la biodégradation d’une substance (vers 2004 à 2008)Note de bas de page 3 (Jaworska et al. 2002; Dimitrov et al. 2004, 2007, 2011). Le modèle CATABOL prévoyait la formation de métabolites par simulations à l’aide de l’essai 302C de biodégradation sur 28 jours de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), et a été étalonné à partir des résultats d’essais de biodégradation du MITI (ministère japonais du Commerce international et de l’industrie). Vu le caractère très limité des données sur la dégradation des substances perfluorées formant l’ensemble d’étalonnage, certains des produits de dégradation prévus par CATABOL pourraient constituer des résultats peu fiables ou non pertinents dans les conditions naturelles même si le modèle est conçu pour prendre en compte ces substances. Les annexes A, B et C présentent les sels et les précurseurs des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC inscrits sur la LIS sur la base des résultats du modèle CATABOL, du jugement des experts et des structures chimiques connues en date de 2006. L’annexe D présente une liste de précurseurs pour lesquels il existe des données empiriques, qui corroborent les résultats de la modélisation de leur potentiel de dégradation. Ces listes ne sont pas jugées exhaustives. Il convient également de noter que d’autres instances (par exemple, l’OCDE et l’Environmental Protection Agency des États-Unis [US EPA]) ont dressé des listes qui peuvent différer de celles qui figurent dans le présent rapport (OCDE 2018).

Le cas échéant, les SPFA figurant sur la LIS ont été rangées dans les sous‑groupes suivants (indiqués par les cases surlignées en gris dans la figure 2) :

  1. SPFO (C8)
  2. APFO (C8)
  3. APFC-LC (C9–C21)
  4. APFC-CC (C4–C7)
  5. APFS-CC (C4–C7)
  6. APFS-LC (C9–C20)
voir la description longue ci-dessous
Figure 2. Sous-groupes des substances perfluorées figurant sur la Liste intérieure des substances du Canada.
Description longue

La figure 2 présente les six sous-groupes de SPFA figurant sur la LIS, qui comprennent les APFC à chaîne courte (C4 à C7), l’acide perfluorooctanoïque (C8), les APFC à longue chaîne (C9 à C21), les APFS à chaîne courte (C4 à C7), l’acide perfluorooctanesulfonique (C8) et les APFS à longue chaîne (C9 à C20).

Le Canada a évalué et caractérisé les risques pour l’environnement associés à trois groupes de SPFA : le SPFO, l’APFO et les APFC-LC, leurs sels et leurs précurseurs (Environnement Canada 2006, 2012; EC, SC 2012). Comme le SPFO, l’APFO et les APFC-LC font l’objet de restrictions au Canada, le présent rapport traite surtout des trois sous-groupes chimiques ci-dessous (comme le SPFO et l’APFO sont des substances plus amplement étudiées, leurs données sont présentées aux fins de comparaison) :

  1. APFC-CC (C4–C7), leurs sels et leurs précurseurs
  2. APFS-CC (C4–C7), leurs sels et leurs précurseurs
  3. APFS-LC (C9–C20), leurs sels et leurs précurseurs

Conformément aux définitions canadiennes des précurseurs établies dans des évaluations antérieures des risques écologiques associés au SPFO, à l’APFO et aux APFC-LC (Environnement Canada 2006, 2012; EC, SC 2012), les précurseurs des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC sont définis comme suit :

  1. précurseurs des APFS-CC : composés qui contiennent le groupement CnF2n+1SO2, dans lequel 4 ≤ n ≤ 7.
  2. précurseurs des APFS-LC : composés qui contiennent le groupement CnF2n+1SO2, dans lequel 9 ≤ n ≤ 20.
  3. précurseurs des APFC-CC : composés qui contiennent le groupement perfluoroalkyliques (CnF2n+1), dans lequel 3 ≤ n ≤ 6, dont les atomes sont directement liés à tout groupement chimique autre qu’un atome de fluor, de chlore ou de brome.

Cette approche utilisée pour identifier les précurseurs, et adoptée dans le présent rapport, est conforme à celle qui a été employée dans les rapports antérieurs (EC, SC 2012; Environnement Canada 2006; Environnement Canada 2012), dans lesquels les précurseurs sont considérés comme toute substance qui contient le groupement d’intérêt et qui peut éventuellement se transformer par une réaction comme l’oxydation (par exemple, des précurseurs comme des alcools volatils dans l’atmosphère, ou des précurseurs dans les systèmes de traitement des eaux usées), la métabolisation ou l’hydrolyse en produit de transformation final, c'est-à-dire le groupement d’intérêt. En outre, pour assurer la cohérence avec les rapports antérieurs d’ECCC sur le SPFO, l’APFO et les APFC-LC (EC, SC 2012; Environnement Canada 2006; Environnement Canada 2012), le présent rapport ne traite pas directement des sels ou des précurseurs d’après leurs seules identités ou propriétés uniques. Nous reconnaissons plutôt la contribution des précurseurs et des sels à la présence dans l’environnement des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC, car les sels et les précurseurs contribuent à la présence totale de ces substances dans l’environnement canadien, y compris dans le biote, après leur transformation ou leur dissolution.

3. Devenir et comportement dans les milieux aquatique et terrestre

3.1 Caractéristiques générales

En général, la plupart des SPFA ont une combinaison de propriétés communes telles que l’inertie thermique et chimique, la persistance, une solubilité faible dans les solvants organiques polaires et non polaires, ainsi qu’une masse volumique, une fluidité, une compressibilité et des constantes diélectriques élevées (Lehmler et al. 2001). Les annexes E et F présentent les données physico-chimiques empiriques recensées pour les APFC-CC et les APFS-CC. Aucune donnée empirique n’a été trouvée pour les APFS-LC, et la modélisation n’était donc pas applicable dans ce cas.

La structure chimique, les groupes fonctionnels, la valeur pKa, les coefficients de partage et les propriétés tensioactives ou surfactantes ont un effet sur le devenir et le comportement des substances perfluorées dans l’environnement et des incidences sur les méthodes classiques d’évaluation de la bioaccumulation et de la toxicité. Certains points clés concernant les caractéristiques générales des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC sont présentés dans l’encadré ci-dessous. Les renseignements spécifiques sur les propriétés physico-chimiques des précurseurs sortent du cadre du présent rapport, car les précurseurs sont considérés uniquement d’après leur contribution à la charge totale des groupements d’intérêt (APFC-CC, APFS-CC et APFS-LC) dans l’environnement.

Points clés sur les caractéristiques générales

  • Sur la chaîne carbonée, la présence du fluor, au lieu de l’hydrogène, rend les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC persistants en raison de la force de la liaison carbone-fluor.
  • La présence du fluor contribue au potentiel d’ionisation élevé et à la faible polarisabilité des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC.
  • Selon les données empiriques sur le pKa pour les APFC-CC, la forme anionique est probablement la forme la plus abondante dans l’environnement (valeurs variant de 0,43 à 0,7).
  • Aucune donnée empirique sur le pKa n’a été trouvée pour les APFS-CC et les APFS-LC.
  • Selon les données empiriques disponibles sur les propriétés physico-chimiques (c'est-à-dire le pKa, la pression de vapeur), l’eau est le milieu dans lequel les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC se répartissent généralement.
  • Aucune donnée empirique sur la solubilité dans l’eau n’a été trouvée pour les APFC-CC, les APFS-CC (sauf le SPFB) et les APFS-LC.
  • Les PFAA ont tendance à se répartir dans l’eau, à la surface de laquelle ils sont davantage concentrés (par exemple, à l’interface air-eau) en raison de leurs propriétés tensioactives.

3.1.1 Influence de la longueur de la chaîne carbonée et des groupes fonctionnels

La longueur de la chaîne carbonée fluorée, les conformations et le groupe fonctionnel lié à la chaîne perfluorée (par exemple, un groupement chargé, tel qu’un carboxylate ou un sulfonate) peuvent se traduire par des propriétés physico-chimiques différentes et influer sur le comportement de la substance dans l’environnement et les organismes. Par conséquent, les SPFA présentent généralement les propriétés combinées de lipophobie, d’hydrophobie et d’hydrophilie selon différentes parties de la molécule. En règle générale, le groupe fonctionnel lié à la chaîne perfluorée (par exemple, un groupement chargé, tel qu’un anion carboxylate ou sulfonate) confère un caractère hydrophile à cette extrémité de la molécule (Key et al. 1997). La partie hydrophile de la molécule peut être neutre, chargée positivement ou chargée négativement. Par exemple, les parties anioniques carboxylate et sulfonate de la molécule sont considérées comme hydrophiles, tandis que les parties perfluoroalkyliques de la molécule peuvent être hydrophobes ou lipophobes. Le groupe fonctionnel anionique et la nature dipolaire des liaisons carbone-fluor du squelette carboné fluoré contribuent aux propriétés tensioactives, créant une surface moléculaire hydrophobe et lipophobe qui procure les propriétés souhaitées de répulsion de l’eau et des graisses et de résistance aux taches (Conder et al. 2008). Les substances tensioactives résultantes peuvent être non ioniques, cationiques ou anioniques en raison de leur caractère amphiphile. Les alcools fluorotélomériques (–CH2CH2OH) et sulfonamides (–SO3NH2) sont des exemples de groupes fonctionnels neutres. Comme exemples de groupes fonctionnels anioniques, mentionnons les carboxylates (–COO-), les sulfonates (–SO3-) et les phosphates (–OPO3-). Dans les SPFA cationiques, le groupe fonctionnel peut être un groupe ammonium quaternaire (Parsons et al. 2008). Les isomères linéaires semblent être les SPFA les plus souvent détectées dans le biote, car ils peuvent avoir des taux d’élimination beaucoup plus lents et/ou être présents à des concentrations d’exposition plus élevées que les isomères ramifiés (Conder et al. 2008).

3.1.2 Constante de dissociation acide (pKa)

En utilisant le modèle COSMOtherm, Wang et al. (2011a) ont estimé le pKa pour la forme neutre des APFC, des APFS, des PFSiA et des PFPIA, certains isomères ramifiés des APFC en C4 à C8 et des FTOH. Cependant, ces auteurs ont souligné que ces valeurs comportent des incertitudes élevées et non quantifiables, car les estimations dépendent fortement des conformations choisies des formes neutres et anioniques. Par exemple, ils ont prévu deux valeurs de pKa (2,897 et 0,897) pour deux conformères différents de l’anion de l’APFO. Les valeurs de pKa modélisées disponibles pour les APFS-CC varient de -0,58 à 0,33 (Wang et al. 2011a; Convention de Stockholm 2018). Des études récentes semblent indiquer un pKa compris entre 0 et 1 pour les APFC (Wang et al. 2011a; Inoue et al. 2012), et des valeurs de pKa plus faibles encore pour les APFS. Les valeurs de pKa empiriques pour les APFC-CC varient de 0,43 à 0,7 (annexe E). Aucune valeur empirique de pKa pour les APFS-CC et les APFS-LC n’a été trouvée.

3.1.3 Coefficients de répartition dans les lipides et les protéines

Le transport des SPFA dans les cellules est probablement contrôlé par une combinaison de diffusion passive et de facilitation active de protéines de transport, par exemple, les protéines de transport d’anions organiques (Ng et Hungerbühler 2013). Un grand nombre de ces protéines, ou d’autres protéines ayant des fonctions similaires, ont été trouvées chez le rat et le poisson (De Smet et al. 1998; Manera et Britti 2006), ce qui indique que les protéines de transport d’acides gras peuvent être conservées chez les mammifères et les poissons et donner lieu à des interactions similaires (Jones et al. 2003). Cependant, les SPFA peuvent également présenter une variabilité interspécifique dans la distribution tissulaire et les taux de clairance, ainsi que dans les différences propres à chacun des sexes dans les taux d’élimination (Lee et Schultz 2010; Zhang et al. 2012b; Ng et Hungerbühler 2013). Par exemple, le SPFHx a une demi-vie d’élimination sérique qui varie considérablement d’une espèce à l’autre (Sundström et al. 2012; Numata et al. 2014) et entre sexe masculin et féminin au sein d’une même espèce (Hundley et al. 2006; Sundström et al. 2012). Dans l’étude de Sundström et al. (2012), l’élimination sérique du SPFHx chez les rats mâles et femelles était fortement marquée selon l’espèce et le sexe. Les résultats ont montré que les femelles éliminaient le SPFHx plus efficacement que les mâles. De plus, les rats et les souris semblaient éliminer plus efficacement le SPFHx que les singes (Sundström et al. 2012). Dassuncao et al. (2019) ont montré que la répartition dans les phospholipides et la liaison aux protéines sont deux mécanismes de bioaccumulation des APFC-LC chez le globicéphale noir (Globicephala melas). Il est donc utile d’examiner la répartition entre les protéines et les lipides chez les mammifères et les oiseaux marins et terrestres. La répartition dans les protéines (caractérisé par des coefficients tels que Kpe) peut constituer un mécanisme représentatif additionnel régissant la répartition des SPFA en plus de la répartition dans les phospholipides. Cependant, pour les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC, on ne dispose pas de coefficients de partage (ou de répartition) dans les protéines chez les animaux sauvages.

Le tableau 1 présente les coefficients de partage empiriques disponibles entre les protéines ou les membranes. Bischel et al. (2011) ont observé que les SPFA-CC et les APFC-LC se lient à différents sites dans l’albumine de sérum bovin et que l’affinité des APFC pour l’albumine de sérum bovin diminuait avec la longueur de la chaîne carbonée, soit de C8 à C12, ce qui est probablement dû à des encombrements stériques associés aux chaînes perfluoroalkyliques plus longues et plus rigides. Le SPFB présentait une plus grande affinité que l’APFB. Les constantes d’association déterminées pour le SPFB et l’APFPe avec l’albumine de sérum bovin sont semblables à celles trouvées pour les APFC-LC, ce qui indique que les effets physiologiques d’une liaison forte à l’albumine avec les SPFA à chaîne plus courte peuvent être importants.

Tableau 1. Coefficients de partage mesurés entre les protéines ou les membranes pour certaines SPFA
Nom chimique Log Kpe a
(albumine de sérum bovin)
Log Kme b
(dipalmitoyl-phospatidylcholine,
modèle de membranes à double couche)
Log Kme c
(double couche de phospholipides artificielle)
Log Kme d
(membranes planaires à double couche de lipides)
SPFB 3,9 N.D. 2,63 2,80–2,92
SPFHx 4,3 N.D. 3,82 4,08–4,18
SPFO 4,1 4,6–4,9 4,88 N.D.
APFB N.D. N.D. 1,0 <1,7
APFPe 3,4 N.D. 1,73 N.D.
APFHx 4,1 N.D. 2,31 2,24–2,4
APFHp 4,2 N.D. 2,87 2,85–2,97
APFO 4,1 4,0–4,3 3,51 N.D.
PFNA 4,1 N.D. 4,04 N.D.
PFDA 3,9 N.D. 4,63 N.D.
PFUnA 3,7 N.D. N.D. N.D.
PFDoA 3,3 N.D. N.D. N.D.

Abréviations : N.D. = non disponible; log Kme = partage d’une substance chimique entre les phospholipides dans la membrane et dans l’eau; log Kpe = partage d’une substance chimique entre les protéines et l’eau.

a Bischel et al. 2011.

b Xie et al. 2010; Lehmler et al. 2006.

c Droge 2019.

d Ebert et al. 2020.

3.2 Persistance

La présence du fluor au lieu de l’hydrogène sur la chaîne carbonée modifie les caractéristiques thermiques, chimiques et biologiques des molécules de SPFA. La liaison carbone-fluor est l’une des plus fortes dans la nature (3M Company 1999), ce qui la rend extrêmement stable et généralement résistante à la dégradation par les acides, les bases, les oxydants, les réducteurs, les processus photolytiques, les microbes et les processus métaboliques. La forte liaison C-F et la présence d’un nuage électronique dense autour des atomes de fluor protègent le squelette carboné et se traduisent par une inertie thermique et chimique (Hakli et al. 2008; Colomban et al. 2014). Il en découle un potentiel d’ionisation élevé, une faible polarisabilité, de faibles interactions intermoléculaires et intramoléculaires et une faible tension de surface.

Un certain nombre d’études ont montré que la dégradation des APFC en C4 à C7 et des APFS en C4 et C6 ne se produit pas dans les conditions pertinentes pour l’environnement (Hurley et al. 2004; Hori et al. 2005; Dillert et al. 2007; Hori et al. 2008; Saez et al. 2008; Park et al. 2009; Quinete et al. 2010). Par conséquent, on s’attend à ce que les APFC-CC et les APFS-CC s’accumulent dans l’environnement au fil du temps. Taniyasu et al. (2013) ont montré qu’une certaine photodégradation du SPFD se produit dans les conditions de haute altitude et d’exposition de longue durée. Cependant, le SPFB, le SPFHx et l’APFB ne se dégradent pas à la lumière. On estime que les conditions établies dans un incinérateur (c'est-à-dire où les températures élevées varient de 900 ou 1 200 K) peuvent détruire les substances qui contiennent une liaison carbone-fluor (Tsang et al. 1998).

3.3 Bioaccumulation

3.3.1 Résumé des paramètres disponibles sur la bioaccumulation (FBC, FBA, FBM et FAT) pour les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC

Au Canada, les évaluations antérieures des risques du SPFO, de l’APFO et de la plupart des APFC-LC pour l’environnement ont montré que les facteurs de bioconcentration (FBC), les facteurs de bioaccumulation (FBA), et même les facteurs de bioamplification dans le réseau trophique (FBM) et les facteurs d’amplification trophique (FAT), en particulier chez les animaux à respiration aquatique (par exemple, les poissons, les daphnies) et les algues, indiquaient en général un potentiel de bioaccumulation plus faible (à l’exception de quelques FBC et FBA pour le SPFO chez certaines espèces aquatiques; voir la figure 3). Cependant, les valeurs du FBM et du FAT dans le réseau trophique des mammifères marins aérobies (par exemple, les ours polaires, les dauphins), des mammifères terrestres (par exremple, les loups) et des oiseaux (par exemple, les oiseaux de l’Arctique) semblent indiquer un potentiel de bioaccumulation beaucoup plus élevé (EC, SC 2012; Environnement Canada 2006; Environnement Canada 2012). Ainsi, pour caractériser le potentiel de bioaccumulation des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC dans le présent rapport, on a tenu compte de nombreuses mesures de la bioaccumulation, dont le FBC, le FBA, le FAT et le FBM, chez les espèces aquatiques, terrestres et aviaires, lorsque les données étaient disponibles. En outre, ces données peuvent avoir une certaine utilité pour déterminer l’accumulation dans certains tissus (par exemple, le foie, le sang et les reins), car ce sont souvent des sites d’action toxicologique importants pour les SPFA.

Organismes aquatiques, mammifères marins et oiseaux aquatiques

Dans une étude en laboratoire, Martin et al. (2003a) ont montré que les APFC C5 à C7 ne s’accumulaient dans aucun tissu de la truite arc-en-ciel (FBA < 0,1). L’APFHx et l’APFHp n’ont pas été détectés dans la plupart des tissus de la truite arc-en-ciel, malgré des concentrations d’exposition plus élevées, tandis que le SPFB était détectable aux trois derniers intervalles d’échantillonnage de l’absorption et au premier temps d’échantillonnage de la phase de dépuration, ce qui a permis d’estimer la dépuration, mais non l’assimilation (c'est-à-dire FBA < 1). L’étude en laboratoire de Martin et al. (2003b) a montré que le SPFHx présentait un FBC de 9,6 dans la carcasse'est  de la truite arc‑en‑ciel, tandis que dans leur étude en laboratoire, Goeritz et al. (2013) ont calculé un FBA inférieur à 0,02 et à 0,18 pour le SPFB et le SPFHx, respectivement, chez la truite arc-en-ciel.

Les données disponibles sur la bioconcentration et la bioaccumulation proviennent de la littérature scientifique et sont représentées graphiquement en fonction de la longueur de la chaîne et du groupe fonctionnel des molécules ainsi que de la classe d’organismes (figure 3 et figure 4). Les données sur la bioaccumulation du SPFO et de l’APFO sont présentées aux fins de comparaison. La figure 3 montre que les niveaux de bioconcentration ou de bioaccumulation du SPFHx dans les crabes marins, les gastéropodes, les poissons d’eau salée et les poissons d’eau douce s’approchent des critères numériques réglementaires du Canada en matière de bioaccumulation (FBC ou FBA), tels qu’ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE (Canada 2000). La figure 4 montre que les niveaux de bioconcentration ou de bioaccumulation de l’APFHx chez le crabe, les gastéropodes et les poissons d’eau salée s’approchent également des critères numériques réglementaires du Canada en matière de bioaccumulation (FBC ou FBA) (Canada 2000). Ces données montrent que les résultats de l’extrapolation entre des substances de longueurs de chaîne différentes peuvent varier selon les espèces et les longueurs de chaîne choisies. Par exemple, le SPFHx présente des taux d’absorption plus élevés que le SPFO chez les bivalves, et l’APFHx présente des taux d’absorption plus élevés que l’APFO et l’APFHp chez les poissons d’eau douce, les crabes marins et les gastéropodes.

voir la description longue ci-dessous

Figure 3. Données disponibles sur le FBC ou le FBA (*valeur maximale, **valeur inconnue) pour le SPFO et les APFS-CC chez le crabe (diverses espècesa), les gastéropodes (diverses espècesb), les bivalves (diverses espècesc), les poissons (diverses espèces d’eau saléed et espèces d’eau doucee) et l’anguilleNote de bas de page 5

** On ne sait pas si l’étude renvoie à des valeurs moyennes ou maximales.

a Hemigrapsus sanguineus, Sesarma pictum, Hemigrapsus penicillatus, Helice tridens tridens, Philyra pisum et Eriocheir sinensis.

b Littorina brevicula, Monodonta labio, Umbonium thomasi et Glossaulax didyma.

c Mytilus edulis, Mactra veneriformis, Nuttallia olivacea et Sinonovacula constricta.

d Acanthogobius flavimanus, Sebastes schlegeli, Tridentiger obscurus, Hexagrammos otakii et Mugil cephalus.

e Oncorhynchus mykiss, Cyprinus carpio, Misgurnus anguillicaudatus et Salvelinus namaycush.

Description longue

La figure 3 est un diagramme à barres présentant les données de bioconcentration et de bioaccumulation disponibles (avec les valeurs maximales et inconnues indiquées) pour le SPFB, le SPFHx et le SPFO chez différents organismes et groupes d’organismes (crabes, bivalves, gastéropodes, poissons d’eau salée, poissons d’eau douce et anguille).

Données disponibles sur le FBC ou le FBA (*valeur maximale, **valeur inconnue) pour le SPFO et les APFS-CC chez le crabe, les gastéropodes, les bivalves, les poissons et l’anguille
Biote SPFB FBC ou FBA SPFHx FBC ou FBA SPFO FBC ou FBA
Crabe 550* 3311* 9772**
Bivalve 12* 1047* 380*
Gastéropode 182* 3162* 8318**
Poisson d’eau salée 617* 2344* 14125*
Poisson d’eau doucee 21* 1996** 25118**
Anguille 71* 794* 4168*
voir la description longue ci-dessous

Figure 4. Données disponibles sur le FBC ou FBA (*valeur maximale, **valeur inconnue) pour l’APFO et les APFC-CC chez le crabe (diverses espècesa), les bivalves (diverses espècesb), les gastéropodes (diverses espècesc) et les poissons (diverses espèces d’eau saléed et espèces d’eau doucee)Footnote 6 .

** On ne sait pas si l’étude renvoie à des valeurs moyennes ou maximales.

a Hemigrapsus sanguineus, Sesarma pictum, Hemigrapsus penicillatus, Helice tridens tridens, Philyra pisum et Eriocheir sinensis.

b Mytilus edulis, Mactra veneriformis, Nuttallia olivacea et Sinonovacula constricta.

c Littorina brevicula, Monodonta labio, Umbonium thomasi et Glossaulax didyma.

d Acanthogobius flavimanus, Sebastes schlegeli, Tridentiger obscurus, Hexagrammos otakii et Mugil cephalus.

e Oncorhynchus mykiss, Cyprinus carpio, Misgurnus anguillicaudatus et Salvelinus namaycush.

Description longue

La figure 4 est un diagramme à barres présentant les données de bioconcentration et de bioaccumulation disponibles (avec les valeurs maximales et inconnues indiquées) pour l’APFB, l’APFHp, l’APFHx et l’APFO chez différents organismes et groupes d’organismes (crabes, bivalves, gastéropodes, poissons d’eau salée et poissons d’eau douce).

Données disponibles sur le FBC ou FBA (*valeur maximale, **valeur inconnue) pour l’APFO et les APFC-CC chez le crabe, les bivalves, les gastéropodes et les poissons
Biote APFB FBC ou FBA APFHx FBC ou FBA APFHx FBC ou FBA APFO FBC ou FBA
Crabe ND 4073** 76* 209**
Bivalve 71.6** ND 214* 71*
Gastéropode ND 9120** 209* 316**
Poisson d’eau salée ND 2570* 324* 589**
Poisson d’eau doucee ND 1174** 20* 3981**

ND = non disponible

voir la description longue ci-dessous

Figure 5. Comparaison des FBM (*organisme entier, **foie, ***inconnu) du SPFHx et du SPFO à différents niveaux trophiques dans divers réseaux trophiquesFootnote 7

Description longue

La figure 5 est un graphique à barres présentant les données sur le facteur de bioamplification pour le SPFHx et le SPFO à divers niveaux trophiques de divers réseaux trophiques.

Comparaison des FBM du SPFHx et du SPFO à différents niveaux trophiques dans divers réseaux trophiques
Niveau trophique SPFHx FBM SPFO FBM
Gaspareau/zooplancton (organisme entier) 2.8 21
Guillemot à Miroir/morue polaire (foie) 6 10.1
Chabot de profoundeur/mysis (organisme entier) 24 3.3
Dauphin/goret mule (organisme entier) 2 18
Dauphin/sar (organisme entier) 1.8 11
Dauphin/tambour rouge (organisme entier) 14 1.2
Dauphin/truite de mer (organisme entier) 3.3 0.9
Dauphin/tambour croca (organisme entier) 6 0.8
Dauphin/mulet cabot (organisme entier) 4 2.6
Plie/arénicole (organisme entier) 1.7 16
Goéland bourgmestre/guillemot à miroir (foie) 8.5 27
Goéland bourgmestre/morue polaire (foie) 7.2 38.7
Phoque commun/plie (organisme entier) 37 15
Phoque commun/hareng (organisme entier) 231 175
Hareng/zooplancton (organisme entier) 2.9 3.1
Touladi/gaspareau (organisme entier) 2 1.7
Touladi/cisco du fumage (inconnu) 4.5 1.6
Touladi/éperlan arc-en-ciel (organisme entier) 5.2 2.4
Touladi/gobie à tache noir (organisme entier) 7.8 6.5
Mysis/zooplancton (organisme entier) 9.5 4.8
Goret mule/zooplancton (organisme entier) 9.1 12
Sar/zooplancton (organisme entier) 10 19
Ours blanc/phoque annelé (foie) 199 95

La figure 5 montre que, dans le réseau trophique, les FBM du SPFHx et du SPFO sont supérieures à 1 (100) chez les organismes aérobies, comme les dauphins, les phoques communs, les ours polaires et les oiseaux, malgré des valeurs modérées du FBC et du FBA (< 3 500) pour le SPFHx chez les organismes à respiration aquatique. Cette figure montre également que les FBM du SPFHx sont comparables à celles du SPFO. On constate également des différences de taux d’absorption entre les espèces. Par exemple, les phoques communs ont des taux d’absorption du SPFHx plus élevés que chez tout autre mammifère marin, les FBM atteignant 231. Boisvert et al. (2019) ont présenté une comparaison des moyennes arithmétiques des rapports des concentrations de SPFA mesurées dans le foie d’ours polaires avec celles mesurées dans le foie de phoques annelés. De même, les concentrations de SPFA dans le foie d’ours polaires ont été comparées aux concentrations mesurées dans la graisse de phoques annelés du Groenland oriental (Scoresby Sound). Le SPFHx, le SPFD, l’APFB et l’APFHx présentaient des rapports ours/phoques > 1, ce qui indique une exposition accrue par le régime alimentaire.

Les valeurs du FAT pour le SPFHx étaient de 2,2 à 5,4 pour les réseaux trophiques du touladi dans le lac Ontario et le lac Huron, au Canada, et de 1,8 pour le réseau trophique du phoque commun dans l’Escaut occidental aux Pays-Bas (Van den Heuvel-Greve et al. 2009; Ren et al. 2021, 2022). Dans le réseau trophique d’eau douce de la rivière Yadkin-Pee Dee (Caroline du Nord et Caroline du Sud, aux États-Unis), les FAT étaient de 1,08 pour le SPFB et inférieurs à 1 pour l’APFHp (Penland et al. 2020). Le SPFHx avait un FAT de 2,09 dans un réseau trophique de l’Antarctique (Gao et al. 2020a). Cependant, dans un réseau trophique marin (baie de Qinzhou, mer de Chine méridionale), les valeurs du FAT étaient inférieures à 1 pour l’APFHx et le SPFB (Du et al. 2021). Dans un estuaire macrotidal tempéré (Gironde, France), les valeurs du FAT étaient inférieures à 1 pour l’APFHp, le SPFHx et le SPFHp (Munoz et al. 2017a). Simonnet-Laprade et al. (2019a,b) ont obtenu des FAT compris entre 0,65 et 8,3 pour le SPFHx dans un réseau trophique littoral d’eau douce (France). Les valeurs du FAT pour le SPFHp allaient de 0,36 à 3,7, et les valeurs du FAT pour le SPFD variaient de 0,73 à 17,9. Simonnet-Laprade et al. (2019a) semblent indiquer que la grande variabilité des valeurs mesurées du FAT pouvait être liée à des capacités métaboliques différentes d’une espèce à l’autre, à des concentrations d’exposition particulières dans certaines régions du monde, ainsi qu’à la présence de précurseurs non identifiés et à leur biotransformation accrue chez les poissons par rapport aux invertébrés. D’autres explications tenaient compte des différences, d’un site à l’autre, dans les taux de biotransformation/croissance, les rapports de concentrations dans les sédiments et l’eau, l’importance des omnivores dans le réseau trophique et les gradients de concentration spatiaux (Mackay et al. 2016).

Les études présentées dans cette section montrent que pour les APFC-CC et les APFS-CC, les FBM peuvent être comparables à ceux de l’APFO et du SPFO. Les études montrent également qu’il est difficile d’utiliser des données empiriques ou modélisées pour établir le FBC et le FBA chez les organismes à respiration aquatique (par exemple, les poissons) comme données de substitution des FBM et/ou du FAT chez les organismes aérobies (par exemple, les ours polaires) pour les SPFA. Donc, lorsqu’elles sont disponibles, les données empiriques sur les FBM dans le réseau trophique et les FAT chez les animaux sauvages aérobies peuvent être les meilleurs indicateurs du potentiel global de bioaccumulation chez ces organismes, car les données pour les organismes à respiration aquatique peuvent avoir tendance à sous-estimer le potentiel global de bioaccumulation.

Plusieurs raisons permettent d’expliquer ces écarts de bioaccumulation entre les organismes à respiration aquatique et les organismes aérobies. D’habitude, on a tendance à supposer, pour le partage à l’équilibre, que si l’absorption se produisait par le même mécanisme chez les organismes à respiration aquatique (par exemple, les poissons) que chez les organismes aérobies (par exemple, les ours polaires), on obtiendrait alors des taux d’absorption similaires (Mackay et Fraser 2000; Kelly et al. 2004). Par exemple, Kelly et al. (2004) ont indiqué que les polluants organiques classiques (c'es-à-dire les substances non polaires et/ou non volatiles comme les PCB) avaient des taux d’élimination faibles dans l’eau et dans l’air, ce qui se traduisait par des taux de bioaccumulation similaires chez les organismes aérobies et les organismes à respiration aquatique. C’est pourquoi on a pu extrapoler le FBC ou le FBA de ces polluants organiques classiques chez les poissons pour en caractériser la bioaccumulation chez les mammifères et les oiseaux marins. Cependant, l’extrapolation des paramètres de bioaccumulation des substances comme les SPFA obtenus chez les poissons à des organismes aérobies est entachée d’une grande incertitude et cette méthode n’est pas recommandée. Selon Gray (2002), les organismes de niveau trophique inférieur peuvent absorber des contaminants par la surface de leur organisme ou leurs organes respiratoires par diffusion. Pour la plupart des petits organismes (par exemple, le plancton, les polychètes, les bivalves, les crustacés), la surface respiratoire est la principale voie d’absorption. Randall et al. (1998) ont montré que chez la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), la plus grande partie de tétrachlorobenzène était absorbée par les branchies. Randall et al. (1998) ont également déterminé que l’absorption de substances toxiques présentes dans des aliments joue un rôle mineur chez les animaux à respiration aquatique. Selon Gray et al. (2002), les oiseaux et les mammifères marins de niveaux trophiques supérieurs n’absorbent pas les contaminants par leurs surfaces respiratoires, car les concentrations de contaminants dans l’air respiré sont faibles. Par conséquent, l’absorption des contaminants se fait seulement par les aliments.

De nombreux PFAA seront probablement moins hydrophobes, car leur solubilité augmente avec la longueur de leur chaîne. Pour les organismes à respiration aquatique, cela peut entraîner une élimination plus rapide des PFAA vers la phase aqueuse (par échange branchial) et une diminution de la bioaccumulation. Chez les poissons, l’interface lamellaire sang-eau des branchies est la principale voie de clairance (et d’absorption) des substances en suspension dans l’eau qui ne se métabolisent pas, comme les SPFA. Cependant, la bioaccumulation chez les organismes aérobies dépend davantage de la volatilité (de la forme neutre) que de la polarité (Ankley et al. 2021). Par conséquent, la nature non volatile des PFAA peut entraîner leur élimination relativement lente dans l’air, ce qui se traduit par une bioaccumulation plus élevée chez les organismes aérobies (Kelly et al. 2004). En raison de la grande solubilité des PFAA dans l’eau, leur tendance à s’échapper des branchies vers l’eau est relativement élevée, alors que la tendance des PFAA à s’échapper vers l’air, via la membrane alvéolaire du poumon, serait relativement faible en raison de la faible pression de vapeur et de la charge négative des PFAA. Ainsi, les branchies des poissons constituent un mode supplémentaire d’élimination des PFAA (on parle alors « d’échange branchial »), mécanisme que les oiseaux et les mammifères terrestres et marins ne possèdent pas. En outre, le potentiel de bioaccumulation varie d’une espèce à l’autre, ce qui pourrait être lié en partie à la taille de l’animal, les organismes aérobies de grande taille ayant un processus de dépuration plus lent (Ankley et al. 2021).

Par ailleurs, la présence simultanée de différentes SPFA chez les animaux sauvages constitue une complexité supplémentaire pour ce qui est de leur bioaccumulation. Wen et al. (2017) ont montré l’effet inhibiteur des APFC-LC sur la bioconcentration des APFC-CC et des APFS-CC. Les taux d’absorption et d’élimination des substances SPFB, APFB, APFPe, APFHx et APFHp diminuaient dans tous les tissus, et leurs FBC diminuaient entre 24 % et 89 % en présence d’APFC-LC (c'est-à-dire PFNA, PFDA, PFUnA et PFDoA), du SPFO ou de l’APFO. L’effet inhibiteur peut être attribué à leur compétition avec les APFC-LC, le SPFO et l’APFO pour les molécules de transport et les sites de liaison des protéines chez le poisson-zèbre.

Invertébrés terrestres, mammifères et oiseaux (aigles)

Zhao et al. (2013a) ont exposé des lombrics (Eisenia fetida) à du sol artificiellement contaminé par des APFC C6 à C12 et des APFS C4, C6 et C8. Les facteurs d’accumulation biote-à-sol (FABS) augmentaient avec la longueur de la chaîne carbonée perfluorée et étaient plus élevés pour les APFS que pour les APFC de même longueur de chaîne perfluoroalkylique. Les FABS étaient de 0,087 gco/gp.s. (APFHx), de 0,122 gco/gp.s. (APFHp), de 0,048 gco/gp.s. (SPFB) et de 0,0473 gco/gp.s. (SPFHx). Les concentrations plus élevées dans le sol donnaient des FABS plus faibles. Grønnestad et al. (2019) ont déterminé que les FBM pour l’organisme entier étaient inférieures à 1 pour les APFC C4 à C7 chez le lombric (E. fetida) et le campagnol roussâtre (Myodes glareolus). Rich et al. (2014) ont exposé des lombrics (E. fetida) à du sol non enrichi prélevé au champ et contenant diverses concentrations de SPFA, y compris du sol témoin, du sol amendé avec des biosolides et exposé à des activités industrielles, du sol municipal amendé avec des biosolides, et du sol exposé à des mousses AFFF. Sauf dans le sol témoin, les FBA étaient supérieurs à 1, et le SPFHx dans le sol municipal présentait le FABS le plus élevé (0,23 gc.o./gp.h.). Lasier et al. (2011) ont déterminé les FABS pour Lumbriculus variegatus dans des sédiments provenant du bassin versant de la rivière Coosa en Géorgie, aux États-Unis. Les valeurs BSAFp.h. moyennes pour le SPFB et le SPFHp étaient de 0,3 et 2,6, respectivement. Les valeurs BSAFp.h. moyennes pour l’APFHp et l’APFHx étaient inférieures à 0,2 et de 0,06, respectivement. Lasier et al. (2011) ont indiqué que l’APFHx présentait un faible potentiel de bioaccumulation ou de bioamplification chez les oligochètes, mais que le SPFHp et le SPFHx pouvaient être autant bioaccumulables que le SPFO, lequel a une valeur BSAFp.h. moyenne de 0,49.

Huang et al. (2022) semblent indiquer que les SPFA à chaîne courte (par exemple, l’APFB, le SPFB et le SPFHx) peuvent également présenter un potentiel élevé de bioamplification dans les réseaux trophiques terrestres sur le plateau du Tibet, dans la chaîne trophique plantes-pikas-aigles. Des FAT relativement élevés de 5,96, de 2,43 et de 5,75 ont été mesurés pour le SPFB, le SPFHx et le SPFO sur le plateau du Tibet, dans la chaîne trophique plantes-pikas-aigles, alors que le FBM aigle (muscle)/pika (organisme entier) pour l’APFB, le SPFB et le SPFHx était de 1,42, de 1,34 et de 2,29, respectivement (Huang et al. 2022).

3.3.2 Aspects particuliers du mécanisme d’accumulation des SPFA

On emploie couramment la méthode du partage à l’équilibre (habituellement dans les modèles de bioaccumulation) pour comprendre la bioaccumulation des polluants organohalogénés classiques (par exemple, les PCB) qui sont neutres, hydrophobes, non volatils et lentement métabolisés. Cependant, même si les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC ne sont pas volatils, ils peuvent avoir des propriétés combinées d’ionisation, de lipophobie, d’hydrophobie et d’hydrophilie en différentes parties de la molécule. Par conséquent, il peut être très difficile de prévoir la bioaccumulation des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC dans l’environnement par rapport aux polluants organiques classiques.

Avant de présenter les paramètres calculés de bioaccumulation dans l’environnement, on normalise habituellement les concentrations chimiques des substances organiques neutres en fonction des lipides. Une méthode de normalisation pour les substances ioniques qui s’associent aux protéines/plasma pourrait être plus utile, mais elle n’est pas encore utilisée systématiquement. La normalisation des protéines totales peut également entraîner une certaine confusion, car différentes protéines peuvent avoir des affinités variables pour les APFC et les APFS, et l’expression de ces protéines peut être différente d’une espèce à l’autre et entre les sexes. D’un point de vue physiologique, c’est la concentration d’une substance au site d’action toxique dans l’organisme qui détermine si une réponse est observée, indépendamment de la concentration externe. Dans le cas des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC, les hépatocytes (cellules du foie) sont souvent considérés comme le site d’action toxique. Les paramètres de la bioaccumulation peuvent être utilisés comme indicateurs d’une toxicité directe chez les organismes qui ont accumulé des SPFA, ou d’une toxicité indirecte chez les organismes qui consomment des proies contenant des SPFA (par transfert dans la chaîne trophique). Ainsi, sur le plan toxicologique, les paramètres de bioaccumulation qui sont basés sur les concentrations dans des organes individuels, tels que le foie, peuvent être plus utiles pour prévoir le potentiel de toxicité directe des SPFA propre à un organe (c'est-à-dire la toxicité hépatique). Cependant, certains paramètres (c'est-à-dire le FBC et, en particulier, le FBM/FAT) qui sont basés sur les concentrations dans les organismes entiers peuvent fournir une mesure utile du potentiel global de transfert par la chaîne trophique.

Un aspect supplémentaire associé à l’établissement de la bioaccumulation des SPFA est l’exclusion des précurseurs non métabolisés, car cela peut conduire à une sous‑estimation du potentiel global de bioaccumulation. Il a été montré que les précurseurs du SPFO et de l’APFO se métabolisent chez les rongeurs, ce qui entraîne la formation de SPFO ou d’APFO. Par exemple, Nabb et al. (2007) ont montré que l’alcool fluorotélomérique 8:2 (FTOH 8:2) peut être métabolisé en APFO. Letcher et al. (2014) ont montré que le FOSA (un précurseur du SPFO) peut rapidement se désalkyler chez l’ours polaire. Par conséquent, la présence et la transformation métabolique des précurseurs chez les animaux sauvages peuvent accroître la charge corporelle critique de certaines substances perfluorées chez ces animaux.

Pour ce qui est du partage à l’équilibre, on suppose habituellement que la transformation métabolique d’une substance dans un organisme permettrait son élimination rapide, réduisant ainsi sa concentration dans l’organisme (Kelly et al. 2004). Cependant, la transformation métabolique des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC ne se produira probablement pas chez les animaux sauvages. La dépuration observée se fait généralement plus lentement qu’avec tout autre surfactant étudié antérieurement chez les poissons, ce qui peut être partiellement attribuable à l’absence de métabolisation ou de biotransformation (Martin et al. 2003b). Les demi-vies de dépuration relativement lentes, combinées aux observations de concentrations élevées dans le sang, le foie et la vésicule biliaire, corroborent la théorie selon laquelle les substances perfluorées peuvent entrer dans la recirculation entérohépatique chez les poissons, processus par lequel les substances sont continuellement recyclées entre le sang, le foie, la vésicule biliaire et les intestins, et où la résorption se fait par la veine porte (Martin et al. 2003b).

4. Présence dans l’environnement

Dans la présente section, nous montrons que les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS‑LC sont présents dans l’environnement canadien, même si ces substances ne sont pas connues pour être fabriquées, importées ou utilisées au Canada en tant que substances pures. Nous disposons actuellement d’une quantité modérée de données sur la présence des APFC-CC et des APFS-CC dans l’environnement au Canada, mais il y a peu de données sur les APFS-LC. Les concentrations actuelles des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC peuvent tenir compte de la contribution des précurseurs et des sels qui se sont déjà transformés en groupements d’intérêt. Comme les sels se dissocient généralement à un pH habituellement observé dans l’environnement, les sels ou les acides y seront présents sous leur forme anionique. Dans le présent rapport, nous ne tenons pas compte directement des effets de mélanges possibles entre les différents groupements d’intérêt, leurs sels et leurs précurseurs.

4.1 Sources d’exposition

L’un des mécanismes expliquant la présence des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC est le rejet de produits de consommation, commerciaux ou industriels contenant ces substances ou leurs précurseurs dans les systèmes de traitement des eaux usées (STEU) et les sites d’enfouissement, ainsi que leur rejet indirect par l’épandage de biosolides produits par le traitement des eaux usées. Un autre mécanisme est le transport à grande distance des précurseurs qui se déposent partout au Canada, y compris dans des régions éloignées comme l’Arctique canadien. Un troisième mécanisme est la transformation ou la biotransformation potentielle (c'est-à-dire la métabolisation) des précurseurs dans le biote (Nabb et al. 2007; Butt et al. 2010a, 2010b; Kim et al. 2012, 2014). L’annexe D présente des données empiriques d’identification de substances qui sont des précurseurs des APFC-CC et des APFS-CC. Aucune donnée équivalente n’a été trouvée dans la littérature publique pour ce qui est des APFS-LC. Si les modes d’emploi ne changent pas ou s’il n’y a aucune mesure réglementaire appliquée, on s’attend à ce que les concentrations des APFC-CC et des APFS-CC dans l’environnement augmentent avec le temps en raison de leur résistance à la dégradation dans des conditions environnementales normales.

4.1.1 Rejets des substances perfluorées par les produits

Le rejet et la dégradation des produits de consommation, industriels ou commerciaux qui contiennent des APFC-CC, des APFS-CC et/ou des APFS-LC ou leurs précurseurs entraînent également la libération de ces substances dans des régions habitées du Canada. Par exemple, on a relevé la présence d’alcools fluorotélomériques résiduels non liés (c'est-à-dire FTOH 4:2, FTOH 6:2, FTOH 8:2 et FTOH 10:2) dans plusieurs produits de consommation sur le marché, notamment des produits antitaches, des peintures, des cires et d’autres revêtements (Dinglasan-Panlilio et Mabury 2006). Les APFC peuvent être formés par l’oxydation atmosphérique des alcools fluorotélomériques.

L’utilisation de mousses à formation de pellicule aqueuse (mousses AFFF) peut également être une source de SPFA-CC dans l’environnement canadien. Les produits contenant de la mousse AFFF peuvent être employés dans les aéroports (par exemple, Moody et al. 2002), lors d’incidents ferroviaires (par exemple, Munoz et al. 2017b) et sur les bases militaires (par exemple, Lescord et al. 2015). Entre 2000 et 2015, divers pays, dont les États‑Unis, le Canada, le Royaume‑Uni, l’Australie, la Norvège, les Pays‑Bas, l’Allemagne et la Suède ont adopté des règlements et des rnormes visant à éliminer progressivement et à limiter l’utilisation du SPFO, de l’APFO et de leurs précurseurs dans les mousses AFFF. Bien que les fabricants aient depuis modifié leurs formulations pour éliminer le SPFO, les SPFA-CC sont toujours présentes dans les mousses AFFF. Les fabricants ont commencé à éliminer progressivement les premiers produits de remplacement des mousses AFFF à base de SPFO qui contenaient des fluorotélomères à plus longue chaîne (C8), pour les remplacer par des substances perfluoroalkyliques à chaîne plus courte (c'est-à-dire C6, C4 et C3) (National Academies of Sciences, Engineering, and Medicine 2017). Les substances de ce type les plus couramment utilisées sont des fluorotélomères AFFF contenant des molécules à C6 (National Academies of Sciences, Engineering, and Medicine 2017; Hatton et al. 2018).

Les farts à ski contenant des substances fluorées sont un troisième exemple de source de SPFA. Ils contiennent habituellement des n-alcanes semi-fluorés et des APFC (Chropeňová et al. 2016; Plassmann et Berger 2013). Selon Nordic Ecolabelling (2018), on utilise de plus en plus des SPFA-CC, notamment les APFC C6, pour produire des farts à ski à base de fluor. Par exemple, Plassmann et Berger (2013) ont détecté des APFC C6 à C22 dans des farts à ski fluorés. En outre, on présume que les farts à ski ont été une source de SPFA près de stations de ski en Slovaquie et en Norvège, où certains APFC-CC et APFS-CC et du SPFD ont été détectés dans des aiguilles de pin (Chropeňová et al. 2016). Dans des échantillons d’eau de fonte des neiges prélevés sur des pistes de ski en Norvège, on a décelé la présence d’APFC C6 et C7 (Langford et al. 2010 cité dans Plassmann et Berger 2013). Enfin, des échantillons de neige prélevés à une station de ski en Suède après une compétition de ski ont également indiqué la présence d’APFC C6 à C22. On n’a trouvé aucune étude équivalente au Canada.

4.1.2 Transport à grande distance

Il est peu probable que les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC soient transportés à grande distance dans l’atmosphère, étant donné leur faible volatilité. Cependant, on estime que le transport à grande distance de précurseurs volatils est un mécanisme qui explique la présence d’acides fluorés dans l’Arctique canadien. Dans les régions éloignées, dont dans l’Arctique canadien, on présume que les précurseurs sont lentement oxydés par divers radicaux dans l’atmosphère pour donner des acides fluorés qui peuvent être déposés par les précipitations (Waterland et Dobbs 2007). La première classe de molécules proposées comme précurseurs des APFC a été les alcools fluorotélomériques (FTOH; CnF2n+1CH2CH2OH), qui ont ensuite été détectés en faibles concentrations dans la troposphère de l’hémisphère nord (Waterland et Dobbs 2007). Les oléfines fluorotélomériques (FTO) et les N-alkyl perfluoroalkylsulfonamidoéthanols (PFSE) sont d’autres précurseurs possibles.

En raison de la durée de vie atmosphérique estimée des FTOH (12 à 20 jours) et des FTO (8 jours), ces substances peuvent être transportées vers des régions éloignées (Waterland et Dobbs 2007). Des études en photoréacteurs ont révélé que les PFSE peuvent contribuer à la charge environnementale observée d’APFS et d’APFC (Waterland et Dobbs 2007). Le N- méthyl perfluorobutane sulfonamidoéthanol (NMeFBSE) peut se transformer dans l’atmosphère en SPFB par oxydation au moyen de radicaux hydroxyles (D’eon et al. 2006) (voir l’annexe D). En outre, dans la calotte glaciaire du Devon (Nunavut, Canada), Pickard et al. (2018) ont prélevé et échantillonné une carotte de glace de 15 m représentant 38 années de dépôts (1977 à 2015). Ils ont modélisé les densités de transport des masses d’air et ont comparé les tendances temporelles des dépôts avec les variations dans la production des sources possibles, et ils ont constaté que l’Asie continentale était le plus grand émetteur des SPFA qui touchent la calotte glaciaire du Devon et que les dépôts de SPFA étaient surtout dus à la formation de ces SPFA à partir de précurseurs volatils dans l’atmosphère (Pickard et al. 2018). Des APFC C2 à C13 ont été détectés dans la calotte glaciaire du Devon à des concentrations allant de 0,00321 à 0,751 ng/L. Des APFS C4 à C8 ont été détectés à des concentrations allant de 0,00018 à 0,391 ng/L. Pickard et al. (2020) ont également trouvé de l’APFB dans les carottes du champ de glace du Mont Oxford à des concentrations allant de < 0,04 à 1,34 ng/L et de 0,003 à 1,90 ng/L. et n’ont pas détecté de SPFHx ni de SPFD dans la calotte glaciaire du Devon. Cependant, MacInnis et al. (2017) ont détecté du SPFD, et aucune présence du SPFHx, dans un puits de neige sur la calotte glaciaire du Devon représentant les dépôts des années 1993 à 2007.

Le transport océanique à grande distance des acides et de leurs précurseurs a également été proposé comme voie possible pour expliquer la présence d’acides fluorés dans l’Arctique canadien, car les acides perfluoroalkyliques, leurs sels et leurs bases conjuguées sont solubles dans l’eau et n’ont pas de pression de vapeur appréciable. Une des hypothèses concernant l’origine des acides perfluoroalkyliques, de leurs sels et de leurs bases conjuguées dans l’atmosphère (et de leurs dépôts ultérieurs sur le sol) est le transfert depuis la surface de l’océan par les embruns, car les propriétés tensioactives des acides perfluoroalkyliques entraînent leur enrichissement à la « surface des bulles qui éclatent » (Reth et al. 2011). Plus précisément, le transfert de l’eau à l’air des APFC C6 à C14 et des APFS C6, C8 et C10 dans un simulateur d’embruns marins à l’échelle du laboratoire a été étudié par Reth et al. (2011). Cette étude a révélé que la séquestration des acides perfluoroalkyliques, de leurs sels et des bases conjuguées de la masse d’eau par la surface air-eau augmentait de manière exponentielle avec la longueur de la chaîne perfluoroalkylique. Il est donc probable que le transport océanique des émissions d’acides primaires joue un rôle dans leur transport vers l’Arctique canadien. Lors d’essais sur le terrain effectués sur deux sites côtiers norvégiens, on a mesuré des APFC C6 et C7 et des APFS dans des échantillons d’air et on a établi une corrélation positive avec des concentrations d’ions Na+. Cela semble indiquer également que les aérosols d’embruns marins sont une source de PFAA atmosphériques dans les zones côtières (Sha et al. 2022).

4.2 Concentrations dans les milieux abiotiques au Canada

4.2.1 Eaux de surface

Des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC ont été détectés dans l’eau douce de surface, l’eau de pluie et la neige partout au Canada, y compris en Arctique. Dans l’ensemble, les concentrations moyennes étaient plus élevées dans l’eau de surface (concentrations inférieures au seuil de détection [< SD] à 277 ng/L L) que dans la neige (0,006 à 8,9 ng/L; Meyer et al. 2011; Bhavsar et al. 2016; MacInnis et al. 2019a). Les concentrations moyennes dans l’eau de pluie n’ont pas été indiquées. Le SPFHx présentait la plus forte concentration maximale mesurée dans l’eau douce de surface, soit 49 600 ng/L, concentration observée dans le ruisseau Etobicoke en Ontario à la suite d’un déversement de mousse AFFF à l’aéroport Lester B. Pearson (Moody et al. 2001). L’APFB présentait les concentrations maximales les plus élevées dans l’eau de pluie et la neige, soit 14 ng/L et 52 ng/L, respectivement (Gewurtz et al. 2019; MacInnis et al. 2019a).

D’Agostino et Mabury (2017) ont mesuré les concentrations d’eau douce de surface au Nunavut, l’APFPe présentant la concentration moyenne mesurée la plus élevée à 76 ng/L. Les concentrations maximales d’APFC-CC mesurées dans l’eau de pluie en Nouvelle‑Écosse, en Ontario, en Colombie-Britannique et au Québec variaient de 0,9 à 14 ng/L (Scott et al. 2006a,b; Gewurtz et al. 2019). Au-delà du cercle polaire canadien, le manteau neigeux du lac Hazen présentait des concentrations mesurables des substances APFB, APFPe, APFHx, APFHp et SPFB en 2013 et en 2014, la concentration mesurée ayant été la plus élevée pour l’APFB, à 52 ng/L (MacInnis et al. 2019a). Le manteau neigeux contenait également du SPFB en concentrations atteignant 0,4 ng/L et du SPFHx jusqu’à 0,44 ng/L (MacInnis et al. 2019a). Les mesures de SPFA au lac Hazen semblent indiquer également que la fonte des neiges a contribué aux concentrations d’APFC dans l’eau de surface.

Les concentrations d’APFS-CC, d’APFC-CC et d’APFS-LC mesurées au Canada entre 2000 et 2020 sont représentées à l’aide de diagrammes de quartiles de Tukey à la figure 6. Ces diagrammes s’interprètent comme suit : les charnières (bords) inférieures et supérieures de la barre représentent les premier et troisième quartiles (Q1 et Q3), qui sont les 25e et 75e centiles, respectivement, tandis que la ligne horizontale noire à l’intérieur de la barre représente le deuxième quartile, aussi appelé 50e centile (médiane). La distance entre le 25e et le 75e centiles est appelée l’écart interquartile (EI). La moustache inférieure représente les données les plus faibles qui se situent dans le seuil Q1 – 1,5 × EI, et la moustache supérieure représente les données les plus élevées qui se situent dans le seuil Q3 + 1,5 × EI. Les données dépassant ces seuils sont représentées sous forme de points séparés (par exemple, des cercles, des triangles et des carrés). Cependant, si les valeurs minimales et maximales se situent à l’intérieur de ces seuils, elles sont représentées par les moustaches inférieure et supérieure, et aucune valeur aberrante n’est présente.

voir la description longue ci-dessous

Figure 6. Concentrations d’APFS-CC, d’APFC-CC et d’APFS-LC dans l’eau de surface, la pluie et la neige de 2000 à 2020 (ng/L)Footnote 8 . Les chiffres au-dessus de chaque barre représentent le nombre de points de données compris.

Description longue

La figure 6 montre la distribution des concentrations d’exposition des APFS-CC, des APFC-CC et des APFS-LC dans l’eau de surface, la pluie et la neige (ng/L). Les distributions sont sous forme de diagrammes de quartiles (voir la section 4.2.1 pour une explication de ces diagrammes). Les concentrations dans l’eau de surface, la pluie et la neige sont indiquées pour l’APFB, l’APFPe, l’APFHx, l’APFHp, le SPFB et le SPFHx. Pour le SPFPe, le SPFHp et le SPFD, seules les données pour l’eau de surface sont disponibles.

Concentrations d’APFS-CC, d’APFC-CC et d’APFS-LC dans l’eau de surface, la pluie et la neige de 2000 à 2020 (ng/L)
Substance Type Nombre de points de données (n) Ymin Moustache inférieure  Q1 Médiane Q3 Moustache supérieure  Ymax
APFB l'eau de surface 8 1 1 1.36 3.235 6.675 14.6475 48
APFB pluie 8 2.1 2.1 2.7 5.95 11.75 14 14
APFB neige 1 8.9 ND 8.9 8.9 8.9 ND 8.9
APFPe l'eau de surface 21 0.24 0.24 1.6 5 18 42.6 277
APFPe pluie 8 1.1 1.1 2.5 4.4 5.875 10.9375 13
APFPe neige 1 0.67 ND 0.67 0.67 0.67 ND 0.67
APFHx l'eau de surface 30 0.22 0.22 1.0225 3.9 15.5 37.21625 176.6
APFHx pluie 8 0.9 0.9 2 2.75 3.05 4.625 7.4
APFHx neige 2 0.89 ND 1.8425 2.795 3.7475 ND 4.7
APFHp l'eau de surface 27 0.36 0.36 1.54 2 9.45 21.315 71
APFHp pluie 4 2.7 ND 2.7 2.7 2.775 ND 3
APFHp neige 2 1.5 ND 1.625 1.75 1.875 ND 2
SPFB l'eau de surface 20 0.05 0.05 0.4475 1.7 3.85 8.95375 28.6
SPFB neige 2 0.013 ND 0.02325 0.0335 0.04375 ND 0.054
SPFPe l'eau de surface 13 0.07 0.07 0.07 0.2 1.3 3.145 15
SPFHx l'eau de surface 29 0.01 0.01 0.4 1.5 21 51.9 49600
SPFHx neige 2 0.13 ND 0.2075 0.285 0.3625 ND 0.44
SPFHp l'eau de surface 15 0.002 0.002 0.2 0.2 0.7 1.45 4.7
SPFD l'eau de surface 3 1 ND 5.5 10 10 ND 10

ND = non disponible

4.2.2 Sédiments

Les concentrations mesurées des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC dans les sédiments de surface et prélevés dans des carottes proviennent de la littérature scientifique et sont représentées graphiquement en fonction de la longueur de chaîne et du groupe fonctionnel (figure 7). Pour le SPFN et le SPFDoD, on dispose seulement de données provenant d’échantillons de carottes de sédiments, et ces substances ont été détectées dans le lac Ontario à une concentration moyenne de 0,02 et de 0,0019 ng/g, respectivement (communication personnelle, courriel de la Division de la recherche sur les contaminants aquatiques, Environnement et Changement climatique Canada, à la Division de l’évaluation écologique, Environnement et Changement climatique Canada, 24 mars 2020; sans référence). Le SPFHx présentait la concentration la plus élevée (96,5 ng/g p.s.) dans les sédiments de surface du lac Niapenco, en Ontario (Bhavsar et al. 2016), et l’APFB la concentration la plus élevée (19,8 ng/g p.s.) dans les sédiments du lac Ontario (Codling et al. 2018).

voir la description longue

Figure 7. Concentrations d’APFS-CC, d’APFC-CC et d’APFS-LC dans les sédiments de surface et des carottes de sédiments (ng/g p.s. ou p.h.)Footnote 9 . Les chiffres au-dessus de chaque barre représentent le nombre de points de données compris.

Description longue

La figure 7 montre la distribution des concentrations d’exposition des APFS-CC, des APFC-CC et des APFS-LC dans des sédiments de surface et des carottes de sédiments (ng/g p.s. ou p.h.). Les distributions sont représentées sous forme de diagrammes de quartiles (voir la section 4.2.1 pour une explication de ces diagrammes). Les données relatives aux sédiments de surface et aux carottes de sédiments sont représentées concernant les substances APFB, APFPe, APFHx, APFHp, SPFB, SPFPe, SPFHx, SPFHp et SPFD. Pour ce qui est du SPFN et du SPFDoD, seules des données sur les carottes de sédiments étaient disponibles.

Concentrations d’APFS-CC, d’APFC-CC et d’APFS-LC dans les sédiments de surface et des carottes de sédiments (ng/g p.s. ou p.h.)
Substance Type Nombre de points de données (n) Ymin Moustache inférieure Q1 Médiane Q3 Moustache supérieure Ymax
APFB sédiments de surface 6 0.19 0.19 0.376 7.552 22.3 26.2 26.2
APFB carottes de sédiments 5 0.19 0.19 0.646 8.1 10.8 19.8 19.8
APFPe sédiments de surface 8 0.042 0.042 0.14 0.4735 1.025 2.3525 2.5
APFPe carottes de sédiments 5 0.057 0.057 0.257 1.3 4.2 7.8 7.8
APFHx sédiments de surface 14 0.018 0.018 0.06875 0.09 0.2825 0.603125 0.9
APFHx carottes de sédiments 6 0.049 0.049 0.1405 0.4045 0.92725 2.107375 3.5
APFHp sédiments de surface 11 0.02 0.02 0.055 0.1 0.558 1.3125 5.8
APFHp carottes de sédiments 7 0.009 0.009 0.0565 0.1 0.25 0.54025 0.79
SPFB sédiments de surface 7 0.02 0.02 0.0825 0.15 9.4 19.3 19.3
SPFB carottes de sédiments 6 0.0095 0.0095 0.04775 4.8825 10.585 16.7 16.7
SPFPe sédiments de surface 2 0.06 ND 0.095 0.13 0.165 ND 0.2
SPFPe carottes de sédiments 1 0.0071 ND 0.0071 0.0071 0.0071 ND 0.0071
SPFHx sédiments de surface 17 0.001 0.001 0.03 0.5 0.8 1.955 96.5
SPFHx carottes de sédiments 7 0.002 0.002 0.1265 0.428 1.295 2 2
SPFHp sédiments de surface 2 0.04 ND 0.08 0.12 0.16 ND 0.2
SPFHp carottes de sédiments 1 0.014 ND 0.014 0.014 0.014 ND 0.014
SPFN carottes de sédiments 1 0.027 ND 0.027 0.027 0.027 ND 0.027
SPFD sédiments de surface 6 0.04 0.04 0.21875 0.55 0.75 1.546875 4.2
SPFD carottes de sédiments 6 0.1 0.1 0.17125 1.555 4.225 6.43 6.43
SPFDoD carottes de sédiments 1 0.0019 ND 0.0019 0.0019 0.0019 ND 0.0019

ND = non disponible

4.2.3 Sols

Les concentrations des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC mesurées dans le sol provenaient des études de Cabrerizo et al. (2018) et de Liu et al. (2022). Les concentrations dans le sol sont représentées graphiquement en fonction de la longueur de la chaîne et du groupe fonctionnel (figure 8). Les échantillons de sol ont été prélevés sur l’île Cornwallis et l’île Melville, toutes deux au Nunavut, ainsi que dans des zones de formation à la lutte contre les incendies à des aéroports du centre et de l’est du Canada. Le SPFHx présentait la concentration mesurée la plus élevée, soit 203,1 ng/g p.s., suivi de l’APFHx à 43 ng/g et du SPFN à 28,9 ng/g (Liu et al. 2022). Cabrerizo et al. (2018) ont mentionné que l’APFB présentait une corrélation avec quelques autres APFC, ce qui semble indiquer que la présence d’APFB dans le sol en Arctique peut être due à des mécanismes autres que le transport atmosphérique et à la transformation de précurseurs des APFC. Cabrerizo et al. (2018) ont indiqué qu’une source très probable d’APFB était les substances chimiques remplaçant les chlorofluorocarbures (notamment les hydrofluoroéthers et les hydrofluorocarbures qui contiennent un groupement C4F9), qui sont connus pour produire de l’APFB.

voir la description longue ci-dessous

Figure 8. Concentrations d’APFS-CC, d’APFC-CC et d’APFS-LC dans le sol (ng/g p.s.)Footnote 10 . Les chiffres au-dessus de chaque barre représentent le nombre de points de données inclus.

Description longue

La figure 8 illustre les concentrations d’exposition des APFS-CC, des APFC-CC et des APFS-LC dans le sol (ng/g p.s.). Les données sur les concentrations dans le sol sont représentées graphiquement sous forme de points distincts pour les substances APFB, APFPe, APFHx, APFHp, SPFB, SPFPe, SPFHx, SPFHp, SPFN, SPFD et SPFDoD.

Concentrations d’APFS-CC, d’APFC-CC et d’APFS-LC dans le sol (ng/g p.s.)
Substance Concentration (ng/g p.s.)
APFB 0.2459
APFB 7.2
APFPe 0.2376
APFPe 15.8
APFHx 0.1837
APFHx 43
APFHp 0.2441
APFHp 6
SPFB 0.0083
SPFB 10.3
SPFPe 14.2
SPFPe 14.2
SPFHx 0.1062
SPFHx 203.1
SPFHp 0.0119
SPFHp 14.9
SPFN 28.9
SPFD 0.0037
SPFD 17.7
SPFDoD 5.2

4.2.4 Systèmes de traitement des eaux usées et sites d’enfouissement

Les APFC-CC et les APFS-CC ont été détectés dans le lixiviat de sites d’enfouissement, des effluents urbains et des effluents de l’Arctique (c’est-à-dire dans des lagunes) au Canada. Aucune mesure des APFS-LC n’a encore été rapportée. Les concentrations maximales d’APFC-CC (C4 à C7) et d’APFS-CC (C4 et C6) dans le lixiviat de sites d’enfouissement en Ontario variaient de 0,21 à 1,3 µg/L, le SPFHx présentant la concentration maximale la plus élevée, suivi du SPFB (Propp et al. 2021). Les concentrations des APFC-CC et des APFS-CC détectés dans les effluents de lagunes en Arctique étaient plus élevées que dans les effluents urbains provenant de systèmes de traitement des eaux usées (STEU) en climat tempéré. Les concentrations moyennes d’APFC-CC (C4 à C7) dans les effluents provenant d’une STEU à Toronto (Ontario) variaient de 2,2 à 5,3 ng/L (Scott et al. 2006a), et le SPFHx présentait la concentration maximale la plus élevée à 7,5 ng/L. Cependant, on a également mesuré des APFC-CC (C4 à C7) et des APFS-CC (C4 et C6) dans les influents de lagunes en Arctique (concentrations < SD à 20 ng/L) et leurs effluents également (concentrations < SD à 18 ng/L), l’APFHx présentant la concentration maximale la plus élevée (Gewurtz et al. 2020). Gewurtz et al. (2020) ont formulé l’hypothèse que la faible consommation d’eau potable, les conditions météorologiques sèches et hostiles, la mauvaise ventilation, l’exiguïté des logements et l’utilisation prolongée d’articles ménagers ont contribué aux concentrations élevées de PFAA à l’intérieur, ce qui aurait pu contribuer aux concentrations élevées mesurées dans les influents et les effluents de lagunes en Arctique par rapport aux STEU en climat tempéré.

Guerra et al. (2014) ont échantillonné les influents et les effluents de 13 STEU au Canada. Les concentrations moyennes d’APFS-CC et d’APFC-CC (C4 à C7) dans les influents et les effluents étaient comprises entre < 1,0 et 453 ng/L et < 1,0 et 419 ng/L, respectivement. Le SPFHx présentait les concentrations moyennes mesurées maximales, et ce, dans une STEU traitant 80 % des eaux usées d’un aéroport industriel, ainsi que d’une petite population de 3 000 habitants. Les concentrations d’APFHx et d’APFPe suivaient celles de SPFHx (Guerra et al. 2014).

4.2.5 Tendances temporelles

Outre la mesure des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC dans l’environnement canadien, les chercheurs ont également dégagé certaines tendances temporelles. Entre 2006 et 2018, Gewurtz et al. (2019) ont surveillé les SPFA dans les précipitations dans la région des Grands Lacs. Ils ont déterminé que les concentrations de l’APFO, du PFNA, du PFDA et du SPFO avaient grandement diminué au cours de la période de surveillance, probablement en raison de l’élimination progressive et des mesures réglementaires visant le SPFO, l’APFO et d’autres APFC-LC et leurs précurseurs. À l’inverse, les concentrations d’APFB et d’APFHx ont semblé augmenter au cours des dernières années de la période d’étude (Gewurtz et al. 2019). Des tendances similaires ont également été observées dans les études sur le béluga (Delphinapterus leucas) du fleuve Saint-Laurent. Barrett et al. (2021) ont mesuré les concentrations de SPFA dans le foie de bélugas et ont trouvé que les concentrations de SPFO étaient plus faibles dans les échantillons prélevés entre 2010 et 2017 par rapport aux échantillons prélevés entre 2000 et 2009. Des APFC-CC (C4 à C7) ont été détectés à des concentrations plus élevées entre 2013 et 2017, alors qu’ils étaient rarement détectés dans les échantillons antérieurs (Barrett et al. 2021).

Muir et Miaz (2021) ont constaté, dans un examen de la littérature scientifique, une diminution appréciable des concentrations médianes annuelles des APFC totaux (C7 à C12), de l’APFO, des APFS totaux et du SPFO dans les Grands Lacs entre 2004 et 2017, avec une diminution importante des concentrations des APFS totaux observée vers 2010 et 2011. À l’inverse, on a observé une augmentation spectaculaire des concentrations totales d’APFC-CC (C4 à C6) entre les périodes de 2000-2009 et de 2015-2019. Par rapport à ces deux périodes, les concentrations médianes d’APFHx, d’APFHp et d’APFO ont diminué par des facteurs de 3,0, 16 et 1,4, respectivement, et on a également observé une importante variation pour ce qui est de l’APFB (augmentation par un facteur de 870) en raison de ses concentrations inférieures aux seuils de détection entre 2000 et 2009. Les concentrations médianes de SPFO étaient également supérieures entre 2015 et 2019 (par un facteur de 2,6), tandis que les concentrations de SPFB et de SPFHx étaient plus faibles (par des facteurs de 1,7 et de 7,8). Des concentrations plus élevées de SPFO, d’APFPe, d’APFHx, d’APFHp et d’APFO ont été observées dans les sites urbains et non urbains combinés qui ont été touchés par rapport aux sites avec lacs ouverts, bien que la différence ait été inférieure à un facteur de 2 (Muir et Miaz 2021).

4.3 Concentrations dans le biote canadien

4.3.1 Régions urbaines et zones industrielles

Dans les régions urbaines (bassins du Saint-Laurent et des Grands Lacs) et les zones industrielles (par exemple., les sites d’enfouissement et les sites industriels), les concentrations mesurées des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC dans le biote proviennent de la littérature scientifique et sont représentées graphiquement en fonction de la longueur de la chaîne et du groupe fonctionnel dans les figures 9 et 10.

voir la description longue ci-dessous

Figure 9. Concentrations d’APFC-CC dans le biote des régions urbaines (ng/g p.h.)Note de bas de page 11 . Ces concentrations ont été mesurées dans le zooplancton, les invertébrés, les moules d’eau douce, les poissons d’eau douce, les oiseaux et les mammifères marins. Les chiffres au-dessus de chaque barre représentent le nombre de points de données compris.

Description longue

La figure 9 présente la distribution des concentrations d’exposition des APFC-CC dans le biote urbain (ng/g p.h.). Les distributions sont représentées sous forme de diagrammes de quartiles (voir la section 4.2.1 pour une explication de ces diagrammes). Les données sur les concentrations sont représentées pour l’APFB, l’APFPe, l’APFHx et l’APFHp.

Concentrations d’APFC-CC dans le biote des régions urbaines (ng/g p.h.)
Substance Biote Nombre de points de données (n) Ymin Moustache inférieure  Q1 Médiane Q3 Moustache supérieure Ymax
APFB zooplancton 2 0.095 ND 0.09625 0.0975 0.09875 ND 0.1
APFPe zooplancton 2 0.02 ND 0.0225 0.025 0.0275 ND 0.03
APFHx zooplancton 2 0.07 ND 0.0825 0.095 0.1075 ND 0.12
APFHp zooplancton 2 0.03 ND 0.03725 0.0445 0.05175 ND 0.059
APFB invertébrés 4 0.009 ND 0.03225 0.235 0.6225 ND 1.2
APFPe invertébrés 5 0.02 0.02 0.024 0.03 2.4 5.964 19
APFHx invertébrés 5 0.04 0.04 0.44 1.2 5.4 12.84 13
APFHp invertébrés 5 0.002 0.002 0.059 0.06 12 25.1 25.1
APFB moule d’eau douce 2 0.075 ND 0.10875 0.1425 0.17625 ND 0.21
APFPe moule d’eau douce 2 0.02 ND 0.0225 0.025 0.0275 ND 0.03
APFHx moule d’eau douce 2 0.059 ND 0.06175 0.0645 0.06725 ND 0.07
APFHp moule d’eau douce 2 0.072 ND 0.149 0.226 0.303 ND 0.38
APFB poisson d’eau douce 12 0.01 0.01 0.0525 0.075 0.1125 0.2025 0.38
APFPe poisson d’eau douce 13 0.01 0.01 0.02 0.03 0.03 0.045 13
APFHx poisson d’eau douce 15 0.028 0.028 0.058 0.09 0.245 0.5255 40
APFHp poisson d’eau douce 22 0.014 0.014 0.06175 0.265 0.945 2.269875 110
APFB oiseau 1 1.17 ND 1.17 1.17 1.17 ND 1.17
APFPe oiseau 1 0.43 ND 0.43 0.43 0.43 ND 0.43
APFHx oiseau 1 0.62 ND 0.62 0.62 0.62 ND 0.62
APFHp oiseau 2 0.006 ND 0.032 0.058 0.084 ND 0.11
APFB mammifère marins 1 0.47 ND 0.47 0.47 0.47 ND 0.47
APFPe mammifère marins 1 3.13 ND 3.13 3.13 3.13 ND 3.13
APFHx mammifère marins 1 1.28 ND 1.28 1.28 1.28 ND 1.28
APFHp mammifère marins 1 425 ND 425 425 425 ND 425

ND = non disponible

voir la description longue ci-dessous

Figure 10. Concentrations d’APFS‑CC et d’APFS‑LC dans le biote des zones urbaines (ng/g p.h.)Note de bas de page 12 . Ces données ont été mesurées chez le zooplancton, les invertébrés, les moules d’eau douce, les tortues, les poissons d’eau douce, les oiseaux et les mammifères marins. Les chiffres au-dessus de chaque barre représentent le nombre de points de données compris.

Description longue

La figure 10 présente la distribution des concentrations d’exposition des APFS‑CC et des APFS‑LC dans le biote urbain (ng/g p.h.). Les distributions sont représentées sous forme de diagrammes de quartiles (voir la section 4.2.1 pour une explication de ces diagrammes). Les données sur les concentrations sont représentées pour le SPFB, le SPFPe, le SPFHx, le SPFHp, le SPFN, le SPFD et le SPFDoD.

Concentrations d’APFS CC et d’APFS LC dans le biote des zones urbaines (ng/g p.h.)
Substance Biote Nombre de points de données (n) Ymin Moustache inférieure Q1 Médiane Q3 Moustache supérieure Ymax
SPFB zooplancton 2 0.15 ND 0.155 0.16 0.165 ND 0.17
SPFHx zooplancton 2 0.02 ND 0.0425 0.065 0.0875 ND 0.11
SPFD zooplancton 2 0.07 ND 0.0825 0.095 0.1075 ND 0.12
SPFB invertébrés 4 0.018 ND 0.0195 0.0345 0.22175 ND 0.74
SPFHx invertébrés 5 0.038 0.038 0.25 0.46 0.93 1.95 40.2
SPFD invertébrés 5 0.07 0.07 0.076 0.12 0.41 0.7 0.7
SPFB moule d’eau douce 2 0.11 ND 0.2025 0.295 0.3875 ND 0.48
SPFHx moule d’eau douce 2 0.0092 ND 0.01965 0.0301 0.04055 ND 0.051
SPFD moule d’eau douce 2 0.12 ND 0.14 0.16 0.18 ND 0.2
SPFHx tortue 1 8.2 ND 8.2 8.2 8.2 ND 8.2
SPFD tortue 1 7.2 ND 7.2 7.2 7.2 ND 7.2
SPFB poisson d’eau douce 14 0.0091 0.0091 0.0325 0.125 0.2125 0.4825 9
SPFHx poisson d’eau douce 26 0.01 0.01 0.1175 0.34 1.275 3.01125 290
SPFHp poisson d’eau douce 3 0.009 ND 0.014 0.019 0.0245 ND 0.03
SPFD poisson d’eau douce 29 0.009 0.009 0.12 0.25 1.2 2.82 112.7
SPFB oiseau 2 0.04 ND 0.4075 0.775 1.1425 ND 1.51
SPFPe oiseau 1 0.007 ND 0.007 0.007 0.007 ND 0.007
SPFHx oiseau 41 0.06 0.06 0.51 0.9 1.5 2.985 21
SPFHp oiseau 1 3.5 ND 3.5 3.5 3.5 ND 3.5
SPFD oiseau 39 0.2 0.2 2.65 9.3 27 63.525 295
SPFB mammifère marins 1 0.1 ND 0.1 0.1 0.1 ND 0.1
SPFPe mammifère marins 1 0.21 ND 0.21 0.21 0.21 ND 0.21
SPFHx mammifère marins 1 10.4 ND 10.4 10.4 10.4 ND 10.4
SPFHp mammifère marins 1 0.84 ND 0.84 0.84 0.84 ND 0.84
SPFN mammifère marins 1 1.7 ND 1.7 1.7 1.7 ND 1.7
SPFD mammifère marins 1 5.5 ND 5.5 5.5 5.5 ND 5.5
SPFDoD mammifère marins 1 0.47 ND 0.47 0.47 0.47 ND 0.47

ND = non disponible

Les APFC et les APFS ont été mesurés dans les œufs de divers oiseaux : Étourneau sansonnet, Guillemot à miroir, Guillemot de Brünnich, Fulmar boréal, Mouette tridactyle, Goéland et Pygargue à tête blanche (Gebbink et al. 2011; Braune et Letcher 2013; Letcher et al. 2015; Gewurtz et al. 2016, 2018; Wu et al. 2020). Le SPFD présentait les concentrations maximales les plus élevées dans des œufs d’Étourneau sansonnet (Sturnus vulgaris), soit 295 ng/g p.h., à proximité d’un site d’enfouissement à Calgary, en Alberta (Gewurtz et al. 2018). Des concentrations moyennes allant jusqu’à 50 ng/g p.h. ont été rapportées dans les œufs d’oiseau, la concentration de SPFD ayant été la plus élevée dans des œufs de Goéland prélevés dans des colonies installées dans le port d’Hamilton, au lac Ontario (Gewurtz et al. 2016). Des œufs de Pygargue à tête blanche prélevés dans la région des Grands Lacs présentaient des concentrations d’APFC et d’APFS (C4 à C7) variant jusqu’à 11 ng/g p.h., la concentration la plus élevée ayant été mesurée pour le SPFHx, suivi du SPFHp à 3,5 ng/g p.h. (Wu et al. 2020). La présence du SPFPe n’a été signalée que dans un seul cas, soit dans des œufs de Pygargue à tête blanche dans la région des Grands Lacs (Wu et al. 2020).

Des échantillons ont été prélevés chez des amphipodes d’eau douce (Gammarus ou Hyallela sp.) et des tortues serpentines (Chelydra serpentine) de la rivière Welland et du lac Niapenco, qui se trouvent juste en aval de l’aéroport international John C. Munro à Hamilton, en Ontario (De Solla et al. 2012). Les concentrations moyennes arithmétiques de SPFHp chez les amphipodes (corps entier) étaient les plus élevées, 40,2 ng/g p.h., suivi de celles de l’APFHp, 25,1 ng/g p.h., puis de l’APFPe, 19 ng/g p.h. Le plasma de la tortue serpentine contenait du SPFHx en concentrations moyennes arithmétiques allant de < 0,1 à 8,2 ng/g p.h., ainsi que du SPFD à des concentrations moyennes arithmétiques comprises entre 0,2 et 7,2 ng/g p.h. (De Solla et al. 2012).

Les APFC et les APFS ont été mesurés dans des poissons d’eau douce, dont la perchaude (Perca flavescens), dans le fleuve Saint-Laurent, au Québec, et le lac Huron. Les concentrations moyennes de SPFD dans l’organisme entier des poissons étaient de 0,65 ng/g p.h. prélevés en amont d’une STEU sur le fleuve Saint-Laurent, et entre 0,25 et 0,78 ng/g p.h. en aval de la STEU. Dans le lac Huron, les APFC (C4 à C7) et les APFS (C4, C6 et C10) ont été détectés en deçà du seuil de détection (< 0,059 à < 0,12) et jusqu’à 0,33, la concentration moyenne de SPFB se révélant la plus élevée, suivie de celle du SPFHx à 0,19 ng/g p.h. (Ren et al. 2022). Des APFC (C4 à C7) et des APFS (C4, C6 et C10) ont été mesurés chez le touladi (Salvelinus namaycush) dans les Grands Lacs. Les concentrations moyennes dans l’organisme entier allaient de valeurs inférieures au seuil de détection (< 0,059 ng/g p.h) à 9,8 ng/g p.h., la concentration moyenne de SPFD étant la plus élevée dans le lac Érié (Furdui et al. 2007; Ren et al. 2021, 2022).

4.3.2 Arctique canadien

Les concentrations mesurées disponibles des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC dans le biote proviennent de la littérature scientifique et sont représentées graphiquement en fonction de la longueur de la chaîne et du groupe fonctionnel dans la figure 11 et la figure 12. Le SPFD était le seul APFS‑LC mesuré dans le biote.

voir la description longue ci-dessous

Figure 11. Concentrations d’APFC-CC dans le biote arctique (ng/g p.h.)Note de bas de page 13 . Le biote arctique comprend des algues, du zooplancton, des invertébrés, des poissons d’eau douce, des poissons d’eau salée, des oiseaux, des mammifères terrestres et des mammifères marins. Les chiffres au-dessus de chaque barre représentent le nombre de points de données inclus.

Description longue

La figure 11 présente la distribution des concentrations d’exposition des APFC‑CC dans le biote arctique (ng/g p.h.). Les distributions sont représentées sous forme de diagrammes de quartiles (voir la section 4.2.1 pour une explication de ces diagrammes). Les concentrations d’APFB, d’APFPe, d’APFHx et d’APFHp sont représentées pour les mammifères terrestres et les mammifères marins. Seules les concentrations de l’APFHx et de l’APFHp sont représentées pour le zooplancton, les poissons d’eau salée et les oiseaux. Seules les concentrations de l’APFHx sont représentées pour les invertébrés et les poissons d’eau douce. Seules les concentrations de l’APFHp sont représentées pour les algues.

Concentrations d’APFC-CC dans le biote arctique (ng/g p.h.)
Substance Biote Nombre de points de données (n) Ymin Moustache inférieure Q1 Médiane Q3 Moustache supérieure Ymax
APFHp algues 1 0.05 ND 0.05 0.05 0.05 ND 0.05
APFHx zooplancton 1 0.03 ND 0.03 0.03 0.03 ND 0.03
APFHp zooplancton 1 0.03 ND 0.03 0.03 0.03 ND 0.03
APFHx invertébrés 13 0.017 0.017 0.069 0.13 0.19 0.3715 0.38
APFHx poissons d’eau douce 12 0.001 0.015375 0.02775 0.036 0.036 0.048375 0.058
APFHx poissons d’eau salée 1 0.3 ND 0.3 0.3 0.3 ND 0.3
APFHp poissons d’eau salée 4 0.27 ND 0.2925 0.35 0.7 ND 1.6
APFHx oiseau 13 0.02 0.035 0.08 0.1 0.11 0.155 0.5
APFHp oiseau 13 0.04 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1 0.1
APFB mammifères terrestres 1 0.16 ND 0.16 0.16 0.16 ND 0.16
APFPe mammifères terrestres 1 1.2 ND 1.2 1.2 1.2 ND 1.2
APFHx mammifères terrestres 1 0.15 ND 0.15 0.15 0.15 ND 0.15
APFHp mammifères terrestres 8 0.002 0.002 0.01325 0.018 0.03 0.055125 0.24
APFB mammifères marins 1 0.075 ND 0.075 0.075 0.075 ND 0.075
APFPe mammifères marins 1 0.06 ND 0.06 0.06 0.06 ND 0.06
APFHx mammifères marins 3 0.025 ND 0.1625 0.3 0.3 ND 0.3
APFHp mammifères marins 6 0.18 0.18 0.2625 0.3 0.3225 0.4125 1.6

ND = non disponible

voir la description longue ci-dessous

Figure 12. Concentrations d’APFS‑CC et d’APFS‑LC dans le biote arctique (ng/g p.h.)Note de bas de page 14 . Le biote arctique comprend des algues, du zooplancton, des invertébrés, des poissons d’eau douce, des poissons d’eau salée, des oiseaux, des mammifères terrestres et des mammifères marins. Les chiffres au-dessus de chaque barre représentent le nombre de points de données inclus.

Description longue

Texte de remplacement pour la figure 12 : La figure 12 présente la distribution des concentrations d’exposition des APFS à chaîne courte et des APFS à longue chaîne dans le biote arctique (ng/g p.h.). Les distributions sont représentées sous forme de diagrammes de quartiles (voir la section 4.2.1 pour une explication de ces diagrammes). Les concentrations du SPFB, du SPFHx, du SPFHp et du SPFD sont représentées pour les mammifères terrestres. Les concentrations du SPFB, du SPFHx et du SPFD sont représentées pour les algues, les poissons d’eau salée, les oiseaux et les mammifères marins. Seules les concentrations du SPFHx sont représentées pour les invertébrés et les poissons d’eau douce, et seules les concentrations du SPFD sont représentées pour le zooplancton.

Concentrations d’APFS CC et d’APFS LC dans le biote arctique (ng/g p.h.)
Substance Biote Nombre de points de données (n) Ymin Moustache inférieure Q1 Médiane Q3 Moustache supérieure Ymax
SPFB algues 1 0.02 ND 0.02 0.02 0.02 ND 0.02
SPFHx algues 1 0.03 ND 0.03 0.03 0.03 ND 0.03
SPFD algues 1 0.04 ND 0.04 0.04 0.04 ND 0.04
SPFD zooplancton 1 0.05 ND 0.05 0.05 0.05 ND 0.05
SPFHx invertébrés 12 0.069 0.069 0.069 0.069 0.069 0.069 0.069
SPFHx poissons d’eau douce 12 0.036 0.036 0.036 0.036 0.072 0.126 2
SPFB poissons d’eau salée 3 0.06 ND 0.07 0.08 0.14 ND 0.2
SPFHx poissons d’eau salée 3 0.07 ND 0.135 0.2 1.85 ND 3.5
SPFD poissons d’eau salée 3 0.03 ND 0.04 0.05 0.065 ND 0.08
SPFB oiseau 11 0.07 0.07 0.1 0.1 0.385 0.65 0.65
SPFHx oiseau 12 0.01 0.01 0.125 0.2 0.22 0.3625 0.39
SPFD oiseau 11 0.01 0.01 0.1 0.26 1.145 1.75 1.75
SPFB mammifères terrestres 1 0.052 ND 0.052 0.052 0.052 ND 0.052
SPFHx mammifères terrestres 9 0.004 0.004 0.013 0.02 0.057 0.123 0.4
SPFHp mammifères terrestres 1 0.005 ND 0.005 0.005 0.005 ND 0.005
SPFD mammifères terrestres 13 0.001 0.001 0.001 0.028 0.04 0.05 0.05
SPFB mammifères marins 2 0.0395 ND 0.054625 0.06975 0.084875 ND 0.1
SPFHx mammifères marins 8 0.1 0.1 1.9665 22.09 49.175 71.4 71.4
SPFD mammifères marins 4 0.02 ND 0.0425 0.05 0.0625 ND 0.1

ND = non disponible

Braune et Letcher (2013) ont mesuré les APFS, les APFC et les composés précurseurs dans les œufs d’oiseaux marins dans l’Arctique canadien. Parmi les oiseaux échantillonnés (Fulmar boréal [Fulmarus glacialis], Guillemot de Brünnich [Uria lomvia], Mouette tridactyle [Rissa tridactyla], Guillemot à miroir [Cepphus grylle] et Goéland bourgmestre [Larus hyperboreus]), c’est le Goéland bourgmestre de l’île Prince‑Léopold, au Nunavut, qui présentait la concentration moyenne la plus élevée dans les œufs, le SPFD s’établissant à 1,75 ng/g p.h. Les concentrations moyennes de l’APFHx et de l’APFHp mesurées dans les œufs étaient généralement inférieures au seuil de détection (< 0,1 ng/g p.h. à < 0,2 ng/g p.h.) (Braune et Letcher 2013). Braune et al. (2014) ont déterminé que les concentrations hépatiques moyennes mesurées de SPFB et de SPFHx chez les Guillemots de Brünnich et les Fulmars boréaux variaient d’une valeur inférieure au seuil de détection à 0,65 ng/g p.h. (SD : 0,1 ng/g p.h.), la concentration moyenne la plus élevée ayant été mesurée pour le SPFB chez le Guillemot de Brünnich. Les concentrations hépatiques des APFC-CC variaient de < 0,1 ng/g p.h. à 0,15 ng/g p.h., la concentration maximale ayant été mesurée pour l’APFHx à 0,15 ng/g p.h.

Les concentrations d’APFS-CC mesurées dans le muscle et l’organisme entier des poissons d’eau douce de l’Arctique (omble chevalier [Salvelinus alpinus]) et les poissons d’eau salée (morue polaire [Boreogadus saida], capelan [Mallotus villosus] et Salmo sp.) étaient généralement inférieures aux seuils de détection (< 0,03 dans l’organisme entier à < 0,2 ng/g p.h. de muscle; Powley et al. 2008; Kelly et al. 2009; Lescord et al. 2015). Kelly et al. (2009) ont mesuré des concentrations atteignant 3,5 ng/g p.h. et 1,6 ng/g p.h. d’APFHx et d’APFHp, respectivement, chez Salmo sp. dans la baie d’Hudson. Les concentrations d’APFHx dans le muscle de l’omble chevalier prélevé au Nunavut présentaient des concentrations moyennes mesurables de 0,058 ng/g p.h. Cependant, les concentrations dans l’organisme entier étaient inférieures au SD (0,036 ng/g p.h.; Lescord et al. 2015).

Dans l’ensemble, les APFS‑CC et les APFS‑LC étaient présents chez les mammifères marins en concentrations plus élevées que chez les mammifères terrestres. Dans tout l’Arctique canadien, les phoques annelés (Phoca hispida) présentaient des concentrations moyennes atteignant 2,5 ng/g p.h. dans le foie (Butt et al. 2007a, 2008). Les bélugas (Delphinapterus leucas) près de Terre‑Neuve ne présentaient pas de concentrations mesurables de SPFHx dans le foie en 1986 (Reiner et al. 2011). Cependant, les bélugas de la baie d’Hudson présentaient des concentrations hépatiques maximales de SPFHx et de SPFD atteignant 3,76 ng/g p.h. et 5,12 ng/g p.h., respectivement, entre 1999 et 2004 (Kelly et al. 2009).

Tous les APFC-CC, à l’exception de l’APFHp, étaient présents en concentrations inférieures aux seuils de détection (< 0,025 ng/g p.h. à < 0,075 ng/g p.h. lipides) dans la graisse des ours polaires de la baie d’Hudson pour les années 2013 et 2014. L’APFHp était présent en concentrations moyennes géométriques maximales de 0,33 ng/g p.h. dans les lipides (Letcher et al. 2018). Pour le SPFB et le SPFHx, les concentrations moyennes géométriques dans les lipides étaient de 0,04 ng/g p.h. et de 8,28 ng/g p.h., respectivement (Letcher et al. 2018). La concentration moyenne de SPFHx dans les Territoires du Nord-Ouest et le Nunavut en 2002 allaient de 35,9 ng/g p.h. à 71,4 ng/g p.h. (Smithwick et al. 2005b).

Tous les APFC-CC et certains APFS-CC et APFS‑LC (C4, C6, C7, C10) ont été détectés chez l’orignal (Alces alces) dans les Territoires du Nord-Ouest, le SPFHx ayant présenté la concentration maximale la plus élevée dans le foie, soit 0,106 ng/g p.h., suivi du SPFB à 0,087 ng/g p.h. (Larter et al. 2017). Le SPFHx, le SPFD et l’APFHp ont été mesurés chez le caribou (Rangifer tarandus) du Nunavut entre 2002 et 2016. Les concentrations maximales dans le foie atteignaient 0,6 ng/g p.h. pour le SPFHx, et étaient de 0,3 ng/g p.h. pour le SPFD (Roos et al. 2021).

Lescord et al. (2015) ont échantillonné l’omble chevalier et des invertébrés benthiques et pélagiques du lac Meretta et du lac Resolute, au Nunavut, lacs qui sont en aval de l’aéroport local. Ces lacs ont probablement été touchés par les rejets d’eaux usées (peu traitées) provenant de l’aéroport et d’une base militaire entre 1949 et 1998. L’analyse ne visait que le SPFHx et l’APFHx. Le SPFHx n’a pas été détecté chez les invertébrés benthiques, mais l’a été dans les tissus musculaires de l’omble chevalier juvénile et adulte, les concentrations moyennes atteignant 2,0 ng/g p.h. et 1,2 ng/g p.h., respectivement. L’APFHx a été détecté chez des invertébrés benthiques à des concentrations moyennes atteignant 0,38 ng/g p.h., et dans les tissus de muscles d’ombles chevaliers juvéniles/adultes à des concentrations moyennes atteignant 0,04 ng/g p.h. La concentration totale de SPFA dans l’omble chevalier des lacs Meretta et Resolute était 100 fois plus élevée par rapport à la concentration mesurée dans les poissons de lacs de référence voisins.

4.3.3 Rejets accidentels

En juin 2000, 22 000 L de mousse AFFF ont été rejetés accidentellement à l’aéroport international Lester-B.-Pearson (Toronto, Ontario), en raison d’une défaillance du système d’alarme-incendie. La mousse AFFF a ensuite pénétré dans le ruisseau Etobicoke, un affluent du lac Ontario (Moody et al. 2002). L’échantillonnage des poissons a eu lieu 21 et 153 jours après l’incident dans le ruisseau Etobicoke en amont et en aval du site de rejet. À l’exception de l’APFHp, tous les APFC-CC et les APFS-CC analysés (C4 et C6) ont été détectés dans le méné à nageoires rouges à des concentrations maximales plus élevées en aval qu’en amont du site de rejet. La source des concentrations en amont n’était pas connue. Le SPFB n’a pas été détecté en amont du site de rejet.

En août 2005, 48 000 L de mousse AFFF ont pénétré dans le ruisseau Etobicoke. La mousse avait été utilisée pour éteindre un incendie dans le fuselage d’un avion (Oakes et al. 2010). Oakes et al. (2010) ont analysé le foie de naseux noirs (Rhinichthys atratulus) prélevés 9 et 122 jours après l’incident dans le ruisseau Etobicoke, en amont et en aval du site de rejet. Le SPFHx, l’APFHx et l’APFHp étaient présents en concentrations inférieures au seuil de quantification en amont et en aval du site de rejet. Selon les résultats d’Oakes et al. (2010), la mousse AFFF qui a été utilisée contenait probablement des substances polyfluorées télomérisées, et cette formulation peut avoir été utilisée en raison de l’élimination progressive des acides perfluorés dans les mousses AFFF.

En juillet 2013, quelque 33 000 L de mousse AFFF ont pénétré dans le lac Mégantic et la rivière Chaudière près de la municipalité de Lac-Mégantic au Québec (Munoz et al. 2017b). Des tissus musculaires conservés de meunier noir (Catostomus commersonii), prélevés deux ans avant l’incident à Lac-Mégantic ont été utilisés comme référence. Les meuniers noirs du lac Mégantic et de la rivière Chaudière ont été échantillonnés 1, 3 et 12 mois après l’accident. Les tissus de référence ont montré que l’APFB, l’APFPe, le SPFHx et le SPFD étaient déjà présents dans le lac Mégantic et la rivière Chaudière, mais les sources n’ont pas été déterminées. Les concentrations d’APFC-CC et d’APFS‑CC (C4, C6 et C7) variaient de < SD à 0,37 ng/g p.h. après l’incident, et de < SD à 0,36 ng/g p.h. 12 mois après l’incident. Les concentrations maximales d’APFB étaient plus faibles après l’incident. À l’inverse, les concentrations maximales d’APFPe, de SPFHx et de SPFD avaient augmenté après l’incident. L’APFHx, l’APFHp et le SPFHp n’ont pas été détectés dans les échantillons de référence. Cependant, l’APFHx et l’APFHp ont été mesurés après l’accident, et le SPFHp a été détecté seulement 12 mois après l’incident. Le SPFB n’a pas été détecté avant ni après l’incident. Les auteurs ont indiqué qu’il était peu probable que les PFAA détectés près du site de l’incident provenaient de la formulation de la mousse AFFF. Cependant, la présence d’APFC-CC peut avoir été causée par la transformation de SPFA à base de fluorotélomères dans l’environnement.

Les SPFA sont résistantes à la chaleur et aux conditions chimiques extrêmes, et les technologies habituelles de traitement sont inefficaces pour les éliminer ou les détruire. De plus, les différentes technologies de traitement ne sont pas largement répandues et leur utilisation est donc limitée aux endroits où cela est économiquement et logistiquement faisable. Cependant, les technologies de traitement et d’assainissement pour éliminer les SPFA évoluent rapidement vers leur éventuelle application dans les sites contaminés.

4.4 Concentrations dans la faune marine, la faune terrestre et les oiseaux ailleurs dans le monde

Un examen des publications scientifiques de 2002 à 2022Note de bas de page 15 ] indique que les concentrations mesurées des APFC-CC et des APFS-CC chez les mammifères marins, la faune terrestre et les oiseaux à l’extérieur du Canada sont en général plus élevées que celles qui ont été mesurées au Canada.

Le manchot papou de l’Antarctique (Pygoscelis papua) et le manchot d’Adélie (Pygoscelis adeliae) présentaient des concentrations moyennes d’APFHp dans les œufs comprises entre 0,5 et 2,5 ng/g p.h., alors que le SPFHx n’a été détecté chez ni l’une ni l’autre espèce de manchots (Schiavone et al. 2009). Selon Schiavone et al. (2009), les manchots de l’Antarctique se nourrissent au sommet de la chaîne trophique marine polaire et, en raison de leur reproduction non migratoire et non nomade, les concentrations tissulaires de SPFA sont une indication de la contamination locale. Dans les déjections des manchots papous, les concentrations de SPFB étaient comprises entre 10,9 ng/g et 45,9 ng/g, et elles étaient entre 2,17 ng/g et 3,77 ng/g pour le SPFHx, et entre 19,9 ng/g et 237 ng/g pour l’APFHx. Les concentrations de SPFD, d’APFB, d’APFPe et d’APFHp étaient inférieures au seuil de quantification de la méthode (c’est-à-dire 0,8 ng/g à 6,36 ng/g pour les APFC, et de 2,6 ng/g à 23,9 ng/g pour les APFS; Llorca et al. 2012).

Les APFC-CC et les APFS-CC (C4 à C7), ainsi que le SPFD, ont été détectés dans la faune marine dans divers compartiments comme les déjections, le foie, le cerveau, le sang, les lipides, les muscles, le plasma, le sérum ou les reins. Les ours polaires (Ursus maritimus) du Groenland et de Svalbard, en Norvège, présentaient des concentrations mesurées de plusieurs substances : SPFB, SPFHx, SPFHp, SPFD, APFHp et APFHx. Les concentrations maximales les plus élevées mesurées dans le foie étaient atteintes par le SPFHx à 4 430 ng/g p.h. (Smithwick et al. 2005b). Les concentrations maximales dans le foie variaient de 0,071 ng/g à 390 ng/g p.h. pour les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS‑LC chez d’autres espèces marines : les phoques (par exemple., Phoca vitulina, Leptonychotes weddellii), les baleines (par exemple., Delphinapterus leucas, Orcinus orca), les dauphins (par exemple., Tursiops truncates, Pontoporia blainvillei), les marsouins (par exemple, Neophocaena phocaenoides, Phocoena phocoena), les requins (Sphyrnidae sp.), es poissons d’eau salée (par exemple, Salmo salar, Oreochromis sp.), les tortues (Caretta caretta) (Tseng et al. 2006; Gebbink et al. 2016). Le tilapia (Oreochromis sp.; échantillonné dans un marché de poissons à Taïwan) présentait la concentration maximale la plus élevée, avec l’APFPe, soit 390 ng/g pour (Tseng et al. 2006).

Chez les oiseaux, les APFC-CC, les APFS-CC et le SPFD ont été mesurés dans le sang, les œufs, le jaune d’œuf, le foie, le plasma, le sérum, le sang entier ou l’organisme entier. Le SPFPe et d’autres APFS‑LC n’ont pas été analysés. Les concentrations maximales les plus élevées dans le foie ont été mesurées pour le SPFHx chez le Héron cendré (Ardea cinerea; échantillonné en Belgique) à 121 ng/g p.h., suivi de l’Épervier d’Europe (Accipiter nisus; échantillonné en Belgique) à 41 ng/g p.h. (Meyer et al. 2009). Les concentrations maximales de l’APFPe ont été les plus élevées dans les œufs chez le Grand Cormoran (Phalacrocorax carbo), à 17,3 ng/g (Rüdel et al. 2011).

Chez les animaux sauvages terrestres, plusieurs substances (APFB, APFPe, APFHx, APFHp, SPFB, SPFHx et SPFD) ont été mesurées dans le foie et le sérum. Les concentrations maximales les plus élevées ont été trouvées pour le SPFHx dans le foie du vison d’Amérique (Neovison vison), échantillonné en Suède, à 139 ng/g p.h. (Persson et al. 2013), suivies des concentrations mesurées dans le foie du vison d’Amérique échantillonné aux États‑Unis, à 85 ng/g p.h. (Kannan et al. 2002a). Dans le sérum sanguin, les concentrations moyennes de SPFHx mesurées chez le lion d’Afrique (Panthera leo) et le tigre du Bengale (Panthera tigris tigris) en captivité étaient respectivement de 0,091 ng/mL et 0,164 ng/mL. Les concentrations de SPFB, d’APFHp et d’APFHx dépassaient les limites de quantification (c’est-à-dire 0,05 à 0,25 ng/mL) chez le tigre du Bengale et le lion d’Afrique (Li et al. 2008). Chez l’alligator de Chine (Alligator sinensis), les concentrations maximales d’APFB, d’APFPe, d’APFHp, de SPFB et de SPFHx variaient de 0,03 à 1,5 ng/mL, le SPFHx présentant la concentration maximale la plus élevée (Wang et al. 2013a).

5. Toxicité

5.1 Toxicité aiguë et chronique

Dans les données disponibles sur la toxicité des APFC-CC et des APFS-CC pour les espèces aquatiques d’eau douce, les paramètres de toxicité varient de 32 à 20 250 mg/L (tableau 2). Aucune donnée n’a été trouvée pour les APFS‑LC.

Tableau 2. Données sur la toxicité aiguë ou chronique des APFC-CC et des APFS CC
Substance(s) Espèces Paramètre Plage des valeurs Référence
SPFB
SPFHx
Scenedesmus obliquus; Pseudokirchneriella subcapitata CE50/CI50 72 h
(croissance)
600–> 20 250 mg/L Rosal et al. 2010; Liu et al. 2008
APFB
APFPe
APFHx
APFHp
S. obliquus; P. subcapitata; Raphidocelis subcapitata CE50/CI50 72 h
(croissance)
82–> 1 000 mg/L Boudreau et al. 2002b; Hoke et al. 2012
APFB
APFPe
APFHx
Truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss);
poisson-zèbre (Danio rerio)
CL50 96 h
(mortalité)
32–13 795 mg/L Hoke et al. 2012; Godfrey et al. 2017; Ulhaq et al. 2013
SPFB Poisson-zèbre (D. rerio) CE50 96 h
(mortalité)
450 mg/L Ulhaq et al. 2013
APFB
APFPe
APFHx
APFHp
Daphnia magna CE50 48 h
(immobilisation)
96–> 1 000 mg/L Boudreau et al. 2002b; Ding et al. 2012
APFHx D. magna CE50 21 j
(reproduction)
776 mg/L Barmentlo et al. 2015
APFHx D. magna CE50 21 j
(croissance de la population)
853 mg/L Barmentlo et al. 2015
APFB
APFPe
APFHx
Brachionus calyciflorus CL50 24 h
(immobilité)
110–140 mg/L Wang et al. 2014
SPFB Vibrio fischerii CE50 15 min
(luminescence)
8 386 et 17 520 mg/L Rosal et al. 2010
APFHx
APFB
Cellules hépatiques du poisson-zèbre
(D. rerio)
CE50 96 h
(viabilité des cellules)
500 ppm (APFHx)
563 ppm (APFB)
Mahapatra et al. 2016
APFB
APFPe
APFHx
Lenticule bossue (Lemna gibba) CI50 7 j 630–> 2 000 mg/L
APFB : > 4,7M
APFPe : > 3,8M
APFHp : > 2,8M
Boudreau et al. 2002a; Boudreau et al. 2002b
SPFB
SPFHx
Lombric (Eisenia fetida) CSEO 30 j (croissance/ mortalité) > 1 000 ng/g Zhao et al. 2013a
SPFHx Tête-de-boule (Pimephales promelas) CSEO 42 j
(reproduction et développement)
1 200 µg/L Suski et al. 2021
APFHx Chlorella vulgaris;
Skeletonema marinoi;
Geitlerinema amphibium
CE50 72 h
(croissance)
12,84 mM;
4,72 mM;
3,18 mM
Latala et al. 2009
APFHp C. vulgaris;
S. marinoi;
G. amphibium
CE50 72 h
(croissance)
5,21 mM;
2,40 mM;
1,42 mM
Latala et al. 2009
SPFB
SPFHx
APFHp
Lombric (E. fetida) Exposition 21 j (mortalité)
(loam sableux enrichi de SPFA)
100 % de survie à 0,1, 1, 10 et 1 000 µg/kg p.s. pour le SPFHx et l’APFHp
97,5 % de survie à 1 000 µg/kg p.s. pour le SPFB
95 % de survie à 100 000 µg/kg p.s. pour le SPFHx et l’APFHp
Karnjanapiboonwong et al. 2018
SPFHx
APFHx
Lignée cellulaire de Xenopus tropicalis CI50 48 h ± 1 h (cytotoxicité) 499 ppm
2 217 ppm
Hoover et al. 2019
APFHx Colin de Virginie (Colinus virginianus) DMENO 90 j, exposition orale par l’eau potable
(reproduction, croissance, survie)
0,10 ng/ml
(DMENO, concentration d’exposition pour la valeur critique de toxicité (VCT); croissance)
0,0149 µg/kg p.c./j (DMENO DJA VCT; croissance)
Dennis et al. 2021
APFHx
SPFHx
Larves du poisson-zèbre (D. rerio) CL50 5 jours après la fertilisation
(mortalité)
290 µM
340 µM
Annunziato et al. 2019
APFB
APFPe
APFHp
Selenastrum capricornutum;
C. vulgaris
CI50 96 h
(croissance)
> 2,8 M−
> 3,8 M
Boudreau et al. 2002b
APFB
APFPe
APFHp
D. magna;
Daphnia pulicaria
CE50 48 h
(mortalité)
> 2,8 M−
> 4,7 M
Boudreau et al. 2002b

Abréviations : CE50 = concentration d’une substance qui cause un effet sur 50 % des organismes à l’essai; CI50 = concentration d’une substance qui cause une inhibition sur 50 % des organismes à l’essai; CL50 = concentration létale médiane; CMEO = concentration minimale entraînant un effet observé; CSEO = concentration sans effet observé; DMENO = dose minimale entraînant un effet nocif observé.

Les substances perfluorées sont persistantes et s’accumulent surtout chez les mammifères marins, les mammifères terrestres et les oiseaux aérobies (voir la section 3.0). On s’attend à ce que ces substances présentent un plus grand potentiel d’exposition et d’effets nocifs chez les organismes aérobies en raison de leur plus grand potentiel de bioaccumulation. De nouvelles méthodes d’analyse des paramètres, notamment les effets multigénérationnels et les effets endocriniens, ainsi que la prise en compte des effets cumulatifs dans la mesure du possible, pourraient aider à caractériser la toxicité potentielle des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC chez les organismes aérobies.

Une autre méthode potentielle consisterait à utiliser les données obtenues en laboratoire sur des mammifères standards (par exemple., les rats) employés comme espèces de substitution pour déterminer la toxicité chez les espèces sauvages. Cependant, il faut être prudent lorsqu’on extrapole les données obtenues sur des mammifères à certaines autres espèces sauvages. Par exemple, Letcher et al. (2014) ont examiné la métabolisation hépatique in vitro d’un précurseur du SPFO, le fluoroalkylsulfonamide (en l’occurrence le N-EtFOSA) présent chez l’ours polaire (Ursus maritimus), le béluga (Delphinapterus leucas), le phoque annelé (Pusa hispida) et le rat de laboratoire (Rattus rattus). Les auteurs s’attendaient à ce que les paramètres d’incubation in vitro pour l’ours polaire, le phoque et la baleine soient équivalents à ceux du rat, étant donné que ce sont tous des mammifères. Au contraire, les résultats ont montré que l’ampleur de la diminution in vitro du N-EtFOSA était équivalente dans les microsomes du rat et de l’ours polaire (c’est-à-dire > 95 %). Cependant, l’ampleur de la diminution in vitro était plus faible dans ceux du phoque annelé (c’est-à-dire 65 %), et il n’y avait pas d’appauvrissement significatif chez le béluga par rapport au rat. Par conséquent, Letcher et al. (2014) ont mentionné qu’une grande prudence s’impose dans l’interprétation et la comparaison des différences quantitatives absolues en ce qui concerne l’ampleur de la diminution des métabolites d’une espèce à une autre. Nabb et al. (2007) ont montré que les taux de clairance du FTOH 8:2 (un précurseur de l’APFO) dans les microsomes et le cytosol des cellules hépatiques différaient d’une espèce à l’autre, suivant la séquence rat > souris > humain > truite arc-en-ciel. Dans l’ensemble, les résultats indiquent que le FTOH 8:2 est largement métabolisé chez le rat et la souris et, dans une moindre mesure, chez l’humain et la truite arc-en-ciel.

5.2 Mode d’action

La toxicocinétique des substances perfluorées a été étudiée chez les mammifères (par exemple., albumine de sérum bovin et humain, rats). Il a été observé que ces substances se lient fortement à l’albumine plasmatique et que le transport dans les cellules est probablement régulé par une combinaison de diffusion passive et de facilitation active par des protéines de transport, par exemple. les protéines de transport d’anions organiques. Ces protéines sont des molécules de transport rénales qui facilitent la réabsorption des anions organiques de l’urine vers le sang et on pense qu’elles sont responsables de la longue demi-vie métabolique de certaines substances perfluorées (Ng et Hungerbühler 2013, 2014). Il a également été observé que ces protéines sont plus fortement exprimées chez les rats mâles que chez leurs congénères femelles, ce qui pourrait expliquer les différences de taux de clairance de l’APFO entre les deux sexes. De plus, il a été constaté que les substances perfluorées s’associent aux protéines cytosoliques de liaison des acides gras, qui sont omniprésentes dans plusieurs types de cellules et servent de puits dans certains tissus.

Les substances perfluorées affectent la fonction hépatique, notamment la métabolisation des lipides et des lipoprotéines. Ces substances peuvent modifier la métabolisation des lipides par la prolifération des peroxysomes, la métabolisation des xénobiotiques par activation du cytochrome p450 (CYP450) et les concentrations de cholestérol sérique en activant ou en réprimant des gènes clés (Hickey et al. 2009). Dans un examen de la littérature scientifique, Sonne (2010) a constaté que la biotransformation de certaines SPFA par le CYP450 chez l’ours polaire peut produire des métabolites hautement toxiques qui sont retenus dans le plasma sanguin et dans divers tissus. Certaines SPFA peuvent également causer une perturbation endocrinienne indirectement par la métabolisation des vitamines ou des hormones endogènes, et l’activité du CYP450 peut servir de biomarqueur pour l’exposition aux substances perfluorées (Sonne 2010).

En outre, les substances perfluorées sont connues pour activer le récepteur de prolifération des peroxysomes (PPAR-α) chez les animaux sauvages (par exemple., phoques du lac Baïkal [Ishibashi et al. 2008b]; baleines et dauphins [Kurtz et al. 2019]; ours polaires [Routti et al. 2019b]). Ce récepteur augmente l’abondance des peroxysomes hépatiques et active les enzymes peroxysomales et mitochondriales participant à la β-oxydation et à la ω‑oxydation des acides gras par le cytochrome p450 (CYP450), et l’homéostasie du cholestérol via l’activation ligand-dépendante du PPAR-α hépatique (Holden et Tugwood 1999; Bosgra et al. 2005). Une exposition prolongée aux proliférateurs de peroxysomes peut entraîner une hépatocarcinogenèse, bien que des différences marquées de susceptibilité entre les espèces aient été observées. Même si ces études n’ont pas analysé expressément les APFC-CC, les APFS-CC ou les APFS‑LC, on s’attend à ce que le mode d’action soit applicable à tous les homologues des APFC et des APFS.

5.3 Effets multigénérationnels

Les substances qui pourraient nuire aux organismes à de faibles concentrations ou qui ont des modes d’action toxiques autres que la narcose (par exemple., les effets liés au système endocrinien) sont préoccupantes. Les effets à long terme des substances très persistantes et bioaccumulables sur l’environnement ne peuvent être prédits avec précision. Cependant, on sait que ces types de substances peuvent causer des impacts graves et irréversibles. Les substances persistantes, notamment les substances perfluorées, demeurent dans l’environnement pendant de longues périodes, ce qui augmente la probabilité et la durée d’exposition ainsi que le potentiel de transport à grande distance, et donc une contamination régionale, voire même mondiale. Une substance qui n’est pas présente naturellement dans l’environnement peut également présenter un potentiel de causer des effets nocifs, car les organismes peuvent avoir évolué sans avoir adapté des stratégies leur permettant d’atténuer les expositions et les effets (Macleod et al. 2014). Les études sur la toxicité multigénérationnelle peuvent constituer un outil pour déterminer les effets environnementaux à long terme des substances telles que les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS-LC, qui sont extrêmement persistantes (voir la section 4.2). Selon certaines études, ces substances seraient bioaccumulables chez les organismes aérobies (voir la section 3.3.1). Le tableau 3 présente les études disponibles sur les effets sur plusieurs générations.

Tableau 3. Données sur la toxicité multigénérationnelle
Substance Espèce Paramètre Réponse Référence
SPFB Medaka marin (Oryzias melastigma) Modifications au niveau intestinal; mortalité La génération F1 présentait une mortalité significativement accrue (jusqu’à 60 %) par rapport à la génération F0 (jusqu’à 40 %) à 2,9 et 9,5 µg/L.
Les générations F0 et F1 présentaient une inflammation intestinale.
Chen et al. 2018
SPFB Medaka marin (Oryzias melastigma) Reproduction (exposition pendant le cycle de vie – de l’embryon à la maturité sexuelle) Le SPFB a été transféré aux œufs des descendants de la génération F1, mais il n’a pas été détecté chez les adultes de la génération F1 et les œufs de la génération F2. Chen et al. 2019
SPFB Chironomus riparius Survie; croissance; développement; reproduction Les larves ont été exposées à 10 µg/L pendant 10 générations :
·  Croissance réduite chez les individus de certaines générations
·  Mortalité accrue chez les descendants de la génération G2
·  Différences significatives dans durée du développement chez les individus des générations G8 et G10
·  Production d’œufs réduite chez les individus des générations G6 et G10
Marziali et al. 2019
SPFB Caenorhabditis elegans Létalité; locomotion; reproduction; durée de vie; croissance; comportement chimiotactique 6 générations :
·  Réduction de la durée de vie et de la taille du couvain chez les parents à > 0,1 mM
·  Aucun effet sur la reproduction et la durée de vie à < 0,01 mM
·  L’exposition multigénérationnelle à 0,0005 mM a touché la génération F4 et la descendance de la génération F5
·  L’exposition à 0,01–2,0 mM a retardé le comportement locomoteur des parents
Chowdhury et al. 2021
SPFB Caenorhabditis elegans Métabolisation des lipides 4 générations :
·  Teneur en lipides stimulée chez la génération F4 mais non chez la génération F1
·  La métabolisation et les voies lipidiques ont été perturbées différemment entre les générations F1 à F4
Li et al. 2021
SPFHx Caenorhabditis elegans Métabolisation des lipides 4 générations :
·  Teneur en lipides stimulée chez les individus des générations F1 et F4
·  La métabolisation et les voies lipidiques ont été perturbées de manière similaire chez les individus des générations F1 et F4
Li et al. 2021

5.4 Effets sur le système endocrinien

Dans certains cas, les substances peuvent provoquer des effets nocifs chez les organismes vivants en interférant avec le fonctionnement normal du système endocrinien. Les effets nocifs peuvent être un retard ou une modification de la croissance, une modification du développement intellectuel et sexuel, un risque accru de contracter certains cancers, une perturbation du système immunitaire et du système nerveux, et une diminution de la capacité à se reproduire ou à avoir une progéniture en bonne santé. Selon diverses études, les effets des substances influant sur l’activité endocrinienne pourraient se manifester le plus au cours des premières semaines du développement (par exemple., le développement prénatal et postnatal précoce), lorsque les systèmes sensibles aux hormones se développent (SC 2022). Les études en laboratoire disponibles sur les effets des APFC-CC, des APFS-CC et d’un APFS-LC (c’est-à-dire le SPFD) sur le système endocrinien, au niveau des sous-organismes et des organismes, sont présentées dans le tableau 4 et le tableau 5.

Tableau 4. Exemples d’effets endocriniens et autres effets des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS LC
Substance(s)
(elles ont été étudiées séparément, sauf indication contraire)
Espèce Paramètre Valeur Réponse / effet Référence
SPFHx
SPFHp
APFPe
APFHx
APFHp
Hépatocytes d’embryons de poule Leghorn blanche (Gallus domesticus) Expression génique 10–50 µM Le SPFHx et le SPFHp ont provoqué une régulation à la hausse de divers gènes associés à la métabolisation et à la liaison des protéines.

Les APFC C5–C7 ont entraîné une régulation à la hausse de l’ARNm.
Hickey et al. 2009
SPFHx Poule Leghorn blanche (Gallus domesticus) Expression génique ≥ 890 ng/g L’expression de l’ARNm hépatique de deux gènes réagissant aux hormones thyroïdiennes a été régulée à la hausse dans le tissu hépatique des embryons; ARNm de l’enzyme métabolisant de la phase I, induction du cytochrome p450 3A37 Cassone et al. 2012a
SPFHx Poule Leghorn blanche (Gallus domesticus) Succès du bêchage < 38 000 ng/g Taux de succès du bêchage de 63 %; diminution significative de la longueur des tarses et de la masse de l’embryon Cassone et al. 2012a
APFHx Poule Leghorn blanche (Gallus domesticus) Succès du bêchage > 9 700 ng/g Taux de succès du bêchage de 80 %; longueur des tarses et masse de l’embryon peu touchées Cassone et al. 2012a
APFHx Poule Leghorn blanche (Gallus domesticus) Expression génique > 9 700 ng/g Aucun transcrit de l’ARNm significativement touché Cassone et al. 2012b
APFHx Poule Leghorn blanche (Gallus domesticus) Cytotoxicité cellulaire après 24 h 30 ou 50 µM Diminution significative de la viabilité des cellules Vongphachan et al. 2011
APFHx
APFHp
Cellules neuronales embryonnaires de la poule Leghorn blanche (Gallus domesticus) Expression génique (gènes réagissant aux hormones thyroïdiennes) 3 ou 10 µM Régulation à la hausse des gènes des hormones thyroïdiennes Vongphachan et al. 2011
APFHx
APFHp
Goéland argenté (Larus argentatus) Cytotoxicité cellulaire après 24 h 3 ou 10 µM Aucun effet Vongphachan et al. 2011
APFHx
APFHp
Cellules neuronales embryonnaires du goéland argenté (Larus argentatus) Expression génique 3 ou 10 µM Régulation à la hausse de la transduction du signal et de l’activité des facteurs de transcription Vongphachan et al. 2011
APFPe
APFHx
APFHp
SPFD
Truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) Concentrations de vitellogénine plasmatique après 14 j 250 ppm (en aliments p.h.) Les effets des APFC C5–C7 n’étaient pas significatifs par rapport au 17β-œstradiol

Le SPFD a entraîné une augmentation mineure par rapport au 17β-œstradiol
Benninghoff et al. 2011
SPFD Grand brochet (Esox lucius) Concentrations de vitellogénine plasmatique 8,1–15,4 ng/g p.h. Corrélation possible entre l’expression de la vitellogénine dans le foie et l’activité de la vitellogénine dans le plasma Houde et al. 2013
Mélange :
APFB
APFHx
APFHp
APFO
PFNA
PFDA
SPFO
Tête-de-boule (Pimephales promelas) (mâle adulte) Comparaison des transcrits modifiés dans le foie et le sang entier APFB :
0,05 µg/L

APFHx : 0,1 µg/L

APFHp : 0,1 µg/L

APFO : 0,2 µg/L

PFNA : 0,05 µg/L

PFDA : 0,05 µg/L

SPFO : 0,35 µg/L
Réponse au mélange :
Le nombre de gènes modifiés dans le sang était 5 à 10 fois plus important qu’avec l’induction hépatique du transport / métabolisation des acides gras, l’induction de la métabolisation xénobiotique (clairance), l’induction d’effets sur les mitochondries, l’induction de gènes associés à la télomérase, et l’induction de gènes liés au système immunitaire dans les deux tissus.
Rodriguez-Jorquera et al. 2019
APFB
APFPe
APFHx
APFHp
SPFHx
Phoque de Sibérie (Pusa sibirica) Ratio d’activation du PPAR-α par rapport à l’APFO (= 1) 7,8–250 μM Les ratios variaient de 0,26 à 0,89, la plus grande induction étant due à l’APFHp, suivie de l’APFPe, de l’APFHx, de l’APFB et du SPFHx.
Le SPFHx a été activé, mais pas le SPFB.
Ishibashi et al. 2011
APFPe
APFHx
APFHp
SPFHx
SPFD
Moule marine (Mytilus californianus) Activation de la glycoprotéine P de transport 100 nM La fluorescence variait de < 15 à 20, et les APFC C5–C7 et le SPFD n’étaient pas d’importants chimiosensibilisateurs.
Le SPFHx était un inhibiteur de la glycoprotéine P et un chimiosensibilisateur important.
Stevenson et al. 2006
SPFHx Grenouille léopard (Rana pipiens) Croissance et développement après 40 j 0,01–1 mg/L Métamorphose retardée Hoover et al. 2017

Le mécanisme du PPAR-α a été proposé comme mode d’action pour expliquer la toxicité hépatique chez les mammifères. Cependant, une seule étude (Ishibashi et al. 2011) a examiné la puissance relative du mécanisme du PPAR-α chez un mammifère marin, en l’occurrence le phoque de Sibérie. D’autres études ont examiné diverses réponses endocriniennes, notamment la réponse thyroïdienne, l’expression de la vitellogénine ou la chimiosensibilité. Cependant, il n’est pas clair si ces réponses au niveau des sous-organismes peuvent être directement liées à un effet marqué réel sur l’organisme entier ou collectivement au niveau de la population. De plus, la puissance relative des différentes voies (par exemple., la thyroïde, l’œstrogène, la chimiosensibilité ou la PPAR-α) n’est pas élucidée, et la pertinence de ces réponses parmi les différentes voies et les diverses espèces ne l’est pas non plus.

Il peut s’avérer difficile d’effectuer une extrapolation des données des substances perfluorées d’après la longueur de la chaîne, en raison de l’incohérence des résultats pour un même critère d’évaluation chez diverses espèces et divers groupes taxonomiques. Ishibashi et al. (2011) ont trouvé que, par rapport à l’APFO, la PPAR-α du phoque de Sibérie était plus fortement activée par le SPFHx, mais non par le SPFB. En outre, toujours par rapport à l’APFO, l’APFPe causait une activation plus importante que l’APFHx. Aucune étude comparant l’activation relative d’autres APFC-CC et APFS‑CC avec le SPFO ne semble avoir été réalisée. De plus, une seule espèce peut ne pas être représentative d’un groupe taxonomique. Par exemple, l’APFHx n’a pas eu d’effet sur la cytotoxicité cellulaire chez la Poule Leghorn blanche (Cassone et al. 2012b), mais l’APFHx a eu une incidence sur la cytotoxicité cellulaire chez le Goéland argenté (Vongphachan et al. 2011). Houde et al. (2013) ont montré qu’il n’y avait pas de corrélation entre le SPFD et la vitellogénine plasmatique chez la truite arc-en-ciel, mais on peut établir une corrélation entre le SPFD et les concentrations de vitellogénine plasmatique chez le grand brochet. Dans d’autres études du système endocrinien en laboratoire, on a observé que des mélanges d’APFC-CC, d’APFS-CC et/ou de SPFD avaient des effets chez diverses espèces sauvages, y compris les prédateurs de niveau trophique supérieur (c’est-à-dire Nobels et al. 2010; Gorrochategui et al. 2016; Annunziato et al. 2019; Menger et al. 2020; Omagamre et al. 2020; Wang et al. 2020; Rericha et al. 2021; Solé et al. 2021). Le tableau 4 présente quelques exemples.

5.5 Effets cumulatifs

Bien que l’éventail des différentes SPFA examiné dans de nombreuses études a toujours été relativement limité, les chercheurs constatent de plus en plus leur importante présence et une coexposition à plusieurs d’entre elles. En ce qui concerne les études sur les animaux sauvages réalisées sur le terrain, il est difficile de distinguer de manière claire les effets causés par l’exposition aux APFC-CC, aux APFS-CC et aux APFS‑LC, car on ne peut exclure l’exposition à d’autres SPFA (par exemple., le SPFO ou l’APFO) ou à d’autres contaminants (Knudsen et al. 2007; Letcher et al. 2010; Liu et al. 2018b; Routti et al. 2019a; Hansen et al. 2020). De plus, les SPFA (y compris les substances apparentées) sont souvent regroupées et mises en corrélation statistique avec l’effet observé.

Par exemple, un mélange de SPFA (c’est-à-dire SPFHx, SPFO, APFO et APFC C9 à C14) a été associé à la perturbation de l’homéostasie des hormones thyroïdiennes chez l’ours polaire (Ursus maritimus) de la mer de Barents (Bourgeon et al. 2017). Cependant, ces ours polaires présentaient également des concentrations de 38 substances organochlorées, dont des biphényles polychlorés (BPC), des éthers diphényliques polybromés (PBDE), dix substances phénoliques et hui autres SPFA qui peuvent également avoir contribué à l’effet observé. Liu et al. (2018a) ont analysé des d’échantillons de sérum mis en commun d’ours polaires des sous-populations de la baie d’Hudson et de la mer de Beaufort dans l’Arctique canadien. Ils ont trouvé 5 classes de métabolites des BPC, quatre classes de sulfonates perfluorés et quatre classes d’autres substances polychlorées (c’est-à-dire des hydrocarbures aromatiques chlorés, du sulfate tétrachloro aromatique, des nitroaromatiques heptachlorés et hydroxylés, et des substances hexachlorées). Knudsen et al. (2007) ont mesuré chez les Fulmars boréaux (Fulmarus glacialis) de la mer de Barents diverses substances : insecticides (par exemple., mirex), SPFA, hexachlorocyclohexanes, toxaphènes, dioxines, furanes, BPC, substances bromées, endosulfan et mercure. Gao et al. (2020b) ont mesuré 3 108 substances (388 contaminants et 2 720 métabolites) chez la carpe crucienne sauvage (Carassius auratus) du lac Tai, en Chine. Ces résultats montrent que les études réalisées sur des mélanges dans les échantillons prélevés sur le terrain peuvent être une source de confusion lorsqu’il s’agit de déterminer si une substance particulière ou un groupe particulier de substances affecte la santé et la condition de l’espèce sauvage étudiée. Il est donc difficile d’établir une corrélation directe de cause à effet, car les corrélations statistiques n’impliquent pas en elles‑mêmes de relations causales.

En outre, les concentrations de SPFO, d’APFO ou des APFC à longue chaîne (C9 et plus) sont généralement plus élevées que celles des APFC-CC et des APFS-CC en raison de la contamination environnementale héritée, ce qui indique que le SPFO et l’APFO peuvent contribuer davantage à l’effet observé que toute autre substance. Par exemple, Eggers Pedersen et al. (2015) ont indiqué que la concentration moyenne des APFS totaux (ΣAPFS) dans le cerveau était de 29 ng/g p.h., le SPFO représentant 91 % de la concentration totale, et que la concentration moyenne des APFC totaux (ΣAPFC) était de 99 ng/g p.h., les 3 APFC-LC combinés représentant 79 % de la concentration totale. En raison de leurs concentrations tissulaires comparativement plus faibles, les APFC-CC et les APFS-CC peuvent sembler contribuer peu aux effets observés. Cependant, les études sur le terrain ne donnent qu’une indication des effets réels (et non potentiels), et il est prévu que les APFC-CC, les APFS-CC représenteront une proportion de plus en plus importante des SPFA dans l’environnement en raison de l’utilisation accrue des SPFA à chaîne courte en remplacement des SPFA réglementées. En outre, il est possible que l’augmentation des concentrations tissulaires soit supérieure aux augmentations des concentrations dans l’environnement si les effets inhibiteurs observés des APFC-LC sur l’absorption des APFC-CC et des APFS-CC sont réduits (Wen et al. 2017; voir la section 3.3.1). Les futures études sur le terrain permettront probablement de mieux évaluer les contributions relatives des APFC-CC et des APFS-CC à la toxicité globale.

De plus, il est difficile de procéder à une extrapolation avec les données des substances perfluorées lorsqu’il s’agit de mélanges de SPFA en raison des effets différents d’une espèce à l’autre et entre les sexes. Par exemple, les concentrations de ƩSPFA présentent une corrélation avec l’amincissement des coquilles d’œufs chez la Mésange charbonnière (Groffen et al. 2019), mais non chez la Mouette blanche (Miljeteig et al. 2012).

Tout en reconnaissant les incertitudes associées, plusieurs études sur les espèces sauvages menées sur le terrain ont montré des corrélations statistiques avec les effets observés des mélanges d’APFC-CC, d’APFS-CC et de SPFD chez diverses espèces sauvages, y compris des prédateurs de niveau trophique supérieur (Grønnestad et al. 2018; Guillette et al. 2020; Hansen et al. 2020; Parolini et al. 2020; Persson et Magnusson 2015; Sun et al. 2020; Sun et al. 2021; Tartu et al. 2014). Le tableau 5 présente quelques exemples qui illustrent ce point.

Tableau 5. Exemples d’études sur les effets cumulatifs des SPFA
Mélange de substances Espèce Paramètre Valeur Effets / observations Référence
ƩSPFA
(comprend : SPFHx, SPFO, APFO et APFC à longue chaîne)
Grand dauphin (Tursiops truncatus), Floride et Caroline du Sud (É.‑U.) Fonction immunitaire Jusqu’à 0,001 mg/mL plasma Augmentation des indicateurs de l’immunité inflammatoire en lien avec les SPFA Peden-Adams et al. 2004a
ƩSPFA
(comprend : SPFHx, SPFO, APFO et APFC à longue chaîne)
Grand dauphin (Tursiops truncatus), Floride (É.‑U.) Paramètres du cycle de vie et de la reproduction 58–210 ng/g p.h. lait

Somme des APFC : 9,5 ng/g p.h. (moyenne)

Somme des APFS : 125 ng/g p.h. (moyenne), lait
Les petits sexuellement immatures (< 10 ans; moyenne des ƩSPFA = 1 410 ng/g p.h.) étaient significativement plus contaminés que les mères (moyenne des ƩSPFA = 366 ng/g p.h.).
Les concentrations de SPFA chez les femelles nullipares (c’est-à-dire des femelles sans petit observé) étaient significativement plus élevées que les valeurs mesurées chez les femelles unipares (femelles avec un petit observé), ce qui semble indiquer une élimination de SPFA pendant ou après la mise bas.
Houde et al. 2006c
ƩSPFA
(comprend : APFB, APFPe, APFHx, APFHp, APFO, APFC à longue chaîne, SPFHx, SPFO)
Tortue caouanne et tortue de Kemp, Caroline du Sud (É.‑U.) Biomarqueurs de la fonction immunitaire et paramètres sanguins cliniques Jusqu’à 1,2E-05 mg/mL, plasma De faibles concentrations de SPFA (3,43–106 ng/mL) peuvent modifier les biomarqueurs.
L’APFB et l’APFPe n’ont pas été détectés.
Peden-Adams et al. 2004b
ƩAPFS
(comprend : SPFB, SPFHx, SPFO, SPFD)

ƩAPFC
(comprend : APFHx, APFHp, APFO et APFC à longue chaîne)
Ours polaire (Ursus maritimus), Groenland oriental Neurotoxicité du cerveau 29 ng/g p.h. ƩAPFS

99 ng/g p.h. ƩAPFC
On n’a pas pu déterminer s’il existe une corrélation entre les transmetteurs neurochimiques et la bioaccumulation propre au cerveau en ce qui concerne les processus cognitifs et la fonction motrice.

Les résultats n’ont pas permis de déterminer si les modifications observées dans la signalisation neurochimique ont des effets négatifs sur la neurochimie chez les ours polaires du Groenland oriental.
Eggers Pedersen et al. 2015
ƩAPFS
(comprend : SPFB, SPFHx, SPFO, SPFD)

ƩAPFC
(comprend : APFHx, APFHp, APFO et APFC à longue chaîne)
Ours polaire (Ursus maritimus), Groenland oriental Variations des concentrations de stéroïdes cérébraux 26 ng/g p.h. ƩAPFS

88 ng/g p.h. ƩAPFC
On a trouvé des associations positives entre les APFS, les APFC, la 17α-hydroxyprégnénolone et la testostérone dans des régions du cerveau, ce qui indique qu’une augmentation des SPFA concorde avec une augmentation des concentrations d’hormones stéroïdiennes.

Cependant, l’étude n’a pas pu déterminer si les variations des concentrations de stéroïdes dans le cerveau résultent d’une interférence avec la synthèse de stéroïdes de novo ou de la perturbation des tissus stéroïdogènes périphériques dans les gonades et les mécanismes de rétroaction.
Eggers Pedersen et al. 2016
ƩSPFA
(comprend : SPFHx, SPFO, APFO, APFC à longue chaîne)
Ours polaire (Ursus maritimus), Groenland oriental Lésions hépatiques 114–3 052 ng/g p.h. On n’a pas pu déterminer si l’exposition chronique aux ƩSPFA est associée à l’apparition de lésions hépatiques. Sonne et al. 2008
ƩSPFA
(comprend : SPFHx, SPFO, SPFD, APFHp, APFO, APFC à longue chaîne)
Grand dauphin (Tursiops truncatus), Caroline du Sud (É.‑U.) Système immunitaire, rein, fonction hépatique 0,002 mg/mL ƩAPFS

0,0002 mg/mL ƩAPFC
L’exposition chronique semble produire des perturbations du système immunitaire et une toxicité tissulaire. Les SPFA peuvent modifier les fonctions immunitaire, hématopoïétique, rénale et hépatique. Fair et al. 2013
ƩSPFA
(comprend : SPFO, SPFD, SPFHx, APFC à longue chaîne)
Goéland brun (Larus fuscus), Norvège Rapport entre les sexes Jusqu’à 1 ng/g Aucune corrélation avec une asymétrie dans le rapport entre les sexes. Erikstad et al. 2009
ƩSPFA
(comprend : APFB, APFPe, APFHx, APFHp, APFO, APFC à longue chaîne, SPFB, SPFHx, SPFO, SPFD)
Mésange charbonnière (Parus major), Belgique Ponte, taille de la couvée, succès de l’éclosion, succès de l’envol, succès total de la reproduction < 0,26–1 489 ng/g p.h. Lien avec l’amincissement de la coquille des œufs, la réduction du succès de l’éclosion, la ponte précoce des œufs, et la réduction du succès total de la reproduction.

L’APFPe, l’APFHx, l’APFHp, le SPFB et le SPFHx n’ont pas été détectés.
Groffen et al. 2019
ƩAPFS
(comprend : SPFHx, SPFHp, SPFO)

ƩAPFC
(comprend : APFO, APFC à longue chaîne)
Mouette tridactyle (Rissa tridactyla) et Fulmar boréal (Fulmarus glacialis), Norvège Concentrations d’hormones thyroïdiennes circulantes 8,03–104 ng/g p.h.
ƩAPFS

3,56–35,5 ng/g p.h.
ƩAPFC
Associations positives entre les thyroxines totales et le SPFHp, le SPFO et le PFNA chez les deux espèces.

La perturbation de l’homéostase de la thyroxine peut avoir des effets sur le développement des jeunes oiseaux.
Nøst et al. 2012
ƩSPFA
(comprend : SPFHx, SPFO, SPFD, APFC à longue chaîne)
Mouette blanche (Pagophila eburnean), Arctique norvégien et russe Épaisseur de la coquille des œufs, rétinol (vitamine A), α-tocophérol (vitamine E) 30,9–164 ng/g p.h. Aucune association avec l’épaisseur de la coquille des œufs.

Aucune association avec l’α-tocophérol.
Miljeteig et al. 2012

6. Résumé

Nous présentons ci‑dessous un résumé des principales conclusions du rapport.

Persistance et bioaccumulation

En raison de la solidité extrême de la liaison C-F, qui confère une grande stabilité aux APFC-CC, aux APFS-CC et aux APFS‑LC, ces substances devraient persister très longtemps dans l’environnement et dans certains biotes. Cette hypothèse est corroborée par un certain nombre d’études qui montrent que les APFC-CC et les APFS‑CC ne se dégradent pas dans les conditions environnementales pertinentes. Par conséquent, ces substances devraient persister dans l’environnement et dans la faune.

Les données empiriques sur le FBC et le FBA chez les organismes aquatiques d’eau douce ne peuvent pas être utilisées seules pour prévoir de manière fiable la bioaccumulation des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS-LC dans le réseau trophique. Les résultats obtenus pour les organismes modèles habituellement étudiés (par exemple., les poissons) peuvent sous‑estimer le potentiel de bioaccumulation dans le réseau trophique. Pour ce qui est des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC, les mammifères marins aérobies, les mammifères terrestres et les oiseaux peuvent avoir un potentiel plus élevé de bioamplification dans le réseau trophique et d’amplification trophique par rapport aux organismes à respiration aquatique (comme les poissons), qui sont généralement étudiés dans la modélisation de la bioaccumulation. En général, on a observé que les différences entre les espèces peuvent se traduire par des concentrations de bioaccumulation incohérentes, ce qui empêche l’extrapolation d’une espèce à l’autre et d’une longueur de chaîne à l’autre. Cependant, malgré ces difficultés, les preuves obtenues dans de nombreuses études semblent indiquer que les valeurs de FBM pour les APFC‑CC et les APFS-CC peuvent être comparables à celles qui ont été obtenues pour l’APFO et le SPFO. En outre, il existe suffisamment de données sur la bioamplification du SPFHx dans le réseau trophique pour fournir une première indication du potentiel de bioaccumulation global de cette substance chez les mammifères marins (par exemple., les dauphins), les mammifères terrestres (par exemple., les ours polaires) et les oiseaux.

Le fait qu’une substance soit persistante et bioaccumulable peut en soi constituer une indication importante de son potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement. Les substances persistantes restent très longtemps dans l’environnement, ce qui augmente la probabilité, l’ampleur et la durée de l’exposition de la faune. Les substances persistantes qui peuvent être transportées à grande distance peuvent ainsi causer une contamination à l’échelle régionale ou mondiale. Par conséquent, les rejets d’APFC-CC, d’APFS-CC et de APFS‑LC peuvent entraîner des concentrations élevées dans les organismes sur de vastes régions au cours d’une longue période. Ces substances persistantes et bioaccumulables peuvent également se bioamplifier dans la chaîne trophique, ce qui entraîne une augmentation des concentrations internes chez les prédateurs de niveau supérieur (Environnement Canada 2006). En raison de leur importante cooccurrence dans l’environnement, plusieurs de ces substances persistantes et bioaccumulables peuvent être présentes simultanément dans les tissus des organismes, ce qui augmente la probabilité et la gravité potentielle des effets nocifs.

Présence des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC au Canada

On dispose de quelques concentrations mesurées pour la plupart des APFC-CC et des APFS-CC dans la majeure partie des milieux au Canada. Il existe des données de surveillance pour l’eau, la neige, la pluie, les sédiments, les lixiviats de sites d’enfouissement, les influents et les effluents de STEU et le biote, mais on manque de données concernant les sols.

Comme on peut s’y attendre en raison de leur extrême persistance, de leur mobilité et de leur potentiel de transport à grande distance, des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC ont été détectés dans de nombreux milieux et endroits au Canada. Dans l’ensemble, les concentrations moyennes étaient plus élevées dans les eaux de surface (allant de valeurs inférieures au seuil de détection jusqu’à 277 ng/L) que dans la neige (de 0,006 ng/L à 8,9 ng/L). Le SPFHx présentait la plus forte concentration mesurée dans l’eau douce de surface (49 600 ng/L). L’APFB présentait les concentrations maximales les plus élevées dans la pluie et la neige, soit 14 ng/L et 52 ng/L, respectivement. Le SPFHx (96,5 ng/g p.s.) et l’APFB (19,8 ng/g) présentaient les concentrations maximales mesurées les plus élevées dans les sédiments au Canada. Enfin, des APFC-CC et des APFS-CC ont également été détectés dans le lixiviat de sites d’enfouissement, des STEU urbaines et des lagunes de l’Arctique canadien.

De plus, les APFC-CC, les APFS-CC et les APFS‑LC ont également été détectés dans divers biotes au Canada, notamment ceux des zones urbaines et industrielles, dans l’Arctique canadien et à proximité des sites où il y a eu des rejets (notamment des rejets de mousse AFFF).

Même si on dispose de plus en plus de données indiquant la présence généralisée des APFC-CC et des APFS-CC dans l’environnement canadien, il y a peu de données sur les APFS‑LC, à l’exception du SPFD. Il est à noter que les concentrations actuelles des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC peuvent représenter la contribution des précurseurs et des sels qui se sont déjà transformés ou dissociés en groupements d’intérêt.

Écotoxicité

Les valeurs médianes de toxicité aiguë et chronique des APFC-CC et de certains APFS-CC (SPFB et SPFHx) chez les organismes aquatiques d’eau douce vont de 32 mg/L à 20 250 mg/L. On ne dispose d’aucune donnée de toxicité aiguë ou chronique pour les APFS‑LC, bien qu’il existe certaines données sur les effets endocriniens du SPFD. Cependant, les valeurs de toxicité aiguë et chronique chez les organismes aquatiques d’eau douce ne reflètent probablement pas la toxicité et le potentiel d’exposition chez les mammifères marins aérobies, les mammifères terrestres et les oiseaux. Les APFC-CC, les APFS-CC et certains APFS‑LC montrent une plus grande bioaccumulation par le réseau trophique chez les mammifères marins aérobies et les oiseaux que chez les organismes aquatiques d’eau douce. Le potentiel plus élevé de bioaccumulation par le réseau trophique, couplé à la nature persistante de ces substances, accroît la probabilité et la durée de l’exposition et, en fin de compte, la probabilité que les seuils de toxicité interne soient atteints. Un certain nombre d’études multigénérationnelles ont montré des effets létaux et sublétaux à des concentrations beaucoup plus faibles que les valeurs observées dans les essais de toxicité aiguë et chronique. Diverses études sur le système endocrinien ont également révélé des effets à des concentrations de plusieurs ordres de grandeur inférieurs aux concentrations observées dans les essais de toxicité classiques.

En raison du grand nombre de SPFA pouvant être utilisées et de leur présence généralisée dans l’environnement et comme la coexposition à ces substances a été montrée, on prévoit que la toxicité cumulative de l’exposition aux SPFA de longueurs de chaîne et de groupes fonctionnels différents accroîtra les effets des APFC-CC, des APFS-CC et des APFS‑LC sur l’environnement au Canada. De plus, en raison des concentrations héritées de SPFO, d’APFO et d’APFC-LC, les études actuellement réalisées sur le terrain sont limitées pour ce qui est d’évaluer la contribution des APFC‑CC, des APFS-CC et des APFS‑LC aux effets cumulatifs. Cependant, les études futures devraient être mieux en mesure d’évaluer les contributions relatives de ces substances à la suite des changements dans les modes d’emploi.

Conclusions générales

On ne dispose pas de données portant expressément sur bon nombre de ces SPFA. Cependant, d’après les données empiriques présentées tout au long du présent rapport concernant leur persistance, leur mobilité, leur bioaccumulation et leurs profils de toxicité, il semble que ces APFC-CC, ces APFS-CC et ces APFS‑LC puissent être aussi préoccupants sur le plan environnemental que les SPFA qui ont déjà été évaluées et réglementées. Compte tenu de leur persistance extrême, on s’attend à ce que ces substances subsistent et s’accumulent dans l’environnement après leur rejet. Par conséquent, il est à prévoir que les effets nocifs potentiels résultant d’une exposition continue aux APFC-CC, aux APFS-CC et aux APFS‑LC s’aggraveront avec l’accroissement des charges environnementales.

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Annexe A. Liste non exhaustive des APFC-CC, de leurs sels et de leurs précurseurs

Tableau A-1. Liste non exhaustive des APFC-CC, de leurs sels et de leurs précurseurs (précurseurs identifiés à l’aide du modèle CATABOL)
N° CASa Nom chimique Nom commun ou abréviation Inventaireb
375-22-4 Acide perfluorobutanoïque PFBA LES
2706-90-3 Acide perfluoropentanoïque PFPeA LES
307-24-4 Acide perfluorohexanoïque PFHxA LES
375-85-9 Acide perfluoroheptanoïque PFHpA LES
68259-11-0 Perfluorovalérate d’ammonium Sel d’ammonium de PFPeA LIS
21615-47-4 Undécafluorohexanoate d’ammonium Sel d’ammonium de PFHxA LIS
6130-43-4 Perfluoroheptanoate d’ammonium Sel d’ammonium de PFHpA LIS
1799-84-4 Méthacrylate de 3,3,4,4,5,5,6,6,6-nonafluorohexyle Précurseur LIS
2043-47-2 3,3,4,4,5,5,6,6,6-Nonafluorohexanol Précurseur LIS
2144-53-8 Méthacrylate de 3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-tridécafluorooctyle Précurseur LIS
17527-29-6 Acrylate de 3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-tridécafluorooctyle Précurseur LIS
52591-27-2 Acrylate de 3,3,4,4,5,5,6,6,6-nonafluorohexyle Précurseur LIS
647-42-7 3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-Tridécafluorooctan-1-ol Précurseur LIS
678-39-7 3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,9,9,10,10,10-Heptadécafluorodécan-1-ol Précurseur LIS
13695-31-3 Méthacrylate de 2,2,3,3,4,4,4-heptafluorobutyle Précurseur LES
54950-05-9 Sulfonatosuccinate de 1,4-bis(3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-tridécafluorooctyle), sel sodique Précurseur LES
40143-76-8 Acide perfluorohexanephosphonique Précurseur Absent de la LIS et de la LES
40143-77-9 Acide bis(perfluorohexyl)phosphinique Précurseur Absent de la LIS et de la LES

Abréviations : LIS = Liste intérieure des substances; LES = Liste extérieure des substances.

a N° de registre du CAS trouvé à l’aide de l’outil Recherche de substances de la LIS et/ou de la page US EPA Chemistry Dashboard.

b Les substances qui ne figurent pas sur la LIS ne sont pas utilisées commercialement au Canada au-delà des quantités seuils spécifiées dans le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères). Les substances figurant sur la LES sont soumises à l’exigence relative à la notification et aux autres exigences énoncées dans le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères), mais avec des exigences réduites en matière d’information. Les substances figurant sur la LES sont celles qui figurent dans l’inventaire de la Toxic Substances Control Act (TSCA) des États-Unis.

Annexe B. Liste non exhaustive des APFS-CC, de leurs sels et de leurs précurseurs

Tableau B-1. Liste non exhaustive des APFS-CC, de leurs sels et de leurs précurseurs (précurseurs identifiés à l’aide du modèle CATABOL)
N° CASa Nom chimique Nom commun ou abréviation Inventaireb
375-73-5 Acide perfluorobutanesulfonique PFBS Absent de la LIS et de la LES
2706-91-4 Acide perfluoropentanesulfonique PFPeS Absent de la LIS et de la LES
355-46-4 Acide perfluorohexanesulfonique PFHxS Absent de la LIS et de la LES
375-92-8 Acide perfluoroheptanesulfonique PFHpS Absent de la LIS et de la LES
29420-49-3 1,1,2,2,3,3,4,4,4-Nonafluorobutane-1-sulfonate de potassium Sel de potassium de PFBS LIS
68259-10-9 1,1,2,2,3,3,4,4,4-Nonafluorobutane-1-sulfonate d’ammonium Sel d’ammonium de PFBS LIS
3872-25-1 Perfluoropentane-1-sulfonate de potassium Sel de potassium de PFPeS LIS
68259-09-6 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,5-Undécafluoropentane-1-sulfonate d’ammonium Sel d’ammonium de PFPeS LIS
3871-99-6 Perfluorohexane-1-sulfonate de potassium Sel de potassium de PFHxS LIS
68259-08-5 Perfluorohexane-1-sulfonate d’ammonium Sel d’ammonium de PFHxS LIS
55120-77-9 Sel de lithium de l’acide 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,6-tridécafluoro-1-hexanesulfonique Sel de lithium de PFHxS LIS
60270-55-5 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-Pentadécafluoroheptane-1-sulfonate de potassium Sel de potassium de PFHpS LIS
68259-07-4 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-Pentadécafluoroheptane-1-sulfonate d’ammonium Sel d’ammonium de PFHpS LIS
117806-54-9 Sel de lithium de l’acide 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-pentadécafluoro-1-heptanesulfonique Sel de lithium de PFHpS LIS
34454-97-2 1,1,2,2,3,3,4,4,4-Nonafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)-N-méthylbutane-1-sulfonamide Précurseur LIS
68298-12-4 1,1,2,2,3,3,4,4,4-Nonafluoro-N-méthylbutane-1-sulfonamide Précurseur LIS
34449-89-3 N-Éthyl-1,1,2,2,3,3,4,4,4-nonafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)butane-1-sulfonamide Précurseur LIS
38850-58-7 Hydroxyde de (2-hydroxyéthyl)diméthyl(3-{(3-sulfopropyl)[(tridécafluorohexyl)sulfonyl]amino}propyl)ammonium Précurseur LIS
52166-82-2 Chlorure de triméthyl-3-[[(tridécafluorohexyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
53518-00-6 Chlorure de triméthyl-3-[[(nonafluorobutyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
56372-23-7 α-{2-[Éthyl(perfluorohexylsulfonyl)amino]éthyl}-ω-hydroxypoly(oxyéthylène) Précurseur LIS
67584-42-3 Décafluoro(pentafluoroéthyl)cyclohexanesulfonate de potassium Précurseur LIS
67584-51-4 N-Éthyl-N-[(nonafluorobutyl)sulfonyl]glycinate de potassium Précurseur LIS
67584-52-5 N-Éthyl-N-[(undécafluoropentyl)sulfonyl]glycinate de potassium Précurseur LIS
67584-53-6 N-Éthyl-N-[(tridécafluorohexyl)sulfonyl]glycinate de potassium Précurseur LIS
67584-58-1 Iodure de triméthyl-3-[[(pentadécafluoroheptyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
67584-62-7 N-Éthyl-N-[(pentadécafluoroheptyl)sulfonyl]glycinate de potassium Précurseur LIS
67939-94-0 N,N’,N’’-[Phosphoryltris(oxyéthylène)]tris[N-éthyl-1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-pentadécafluoroheptane-1-sulfonamide] Précurseur LIS
67939-95-1 Iodure de triméthyl-3-[[(nonafluorobutyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
67939-97-3 Phosphate d’ammonium et de bis[2-[éthyl[(pentadécafluoroheptyl)sulfonyl]amino]éthyle] Précurseur LIS
67939-98-4 Phosphate de diammonium et de 2-[éthyl[(pentadécafluoroheptyl)sulfonyl]amino]éthyle Précurseur LIS
68156-01-4 Nonafluorobis(trifluorométhyl)cyclohexanesulfonate de potassium Précurseur LIS
68156-07-0 Décafluoro(trifluorométhyl)cyclohexanesulfonate de potassium Précurseur LIS
68298-79-3 α-{2-[Éthyl(perfluorobutylsulfonyl)amino]éthyl}-ω-hydroxypoly(oxyéthylène) Précurseur LIS
68298-80-6 α-{2-[Éthyl(perfluoropentylsulfonyl)amino]éthyl}-ω-hydroxypoly(oxyéthylène) Précurseur LIS
68298-81-7 α-{2-[Éthyl(perfluoroheptylsulfonyl)amino]éthyl}-ω-hydroxypoly(oxyéthylène) Précurseur LIS
68541-01-5 2,3,4,5-Tétrachloro-6-[[[3-[[(pentadécafluoroheptyl)sulfonyl]oxy]phényl]amino]carbonyl]benzoate de potassium Précurseur LIS
68541-02-6 2,3,4,5-Tétrachloro-6-[[[3-[[(undécafluoropentyl)sulfonyl]oxy]phényl]amino]carbonyl]benzoate de potassium Précurseur LIS
68555-74-8 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,5-Undécafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)-N-méthylpentane-1-sulfonamide Précurseur LIS
68555-81-7 Chlorure de triméthyl-3-[[(pentadécafluoroheptyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
68568-54-7 2,3,4,5-Tétrachloro-6-[[[3-[[(nonafluorobutyl)sulfonyl]oxy]phényl]amino]carbonyl]benzoate de potassium Précurseur LIS
68815-72-5 2,3,4,5-Tétrachloro-6-[[[3-[[(tridécafluorohexyl)sulfonyl]oxy]phényl]amino]carbonyl]benzoate de potassium Précurseur LIS
68891-97-4c Diaquatétrachloro[µ-[N-éthyl-N-[(pentadécafluoroheptyl)sulfonyl]glycinato-O¹:O¹’]]-µ-hydroxybis(propan-2-ol)chrome Précurseur LIS
68891-98-5c Diaquatétrachloro[µ-[N-éthyl-N-[(tridécafluorohexyl)sulfonyl]glycinato-O¹:O¹’]]-µ-hydroxybis(propan-2-ol)dichrome Précurseur LIS
68891-99-6c Diaquatétrachloro[µ-[N-éthyl-N-[(undécafluoropentyl)sulfonyl]glycinato-O¹:O¹’]]-µ-hydroxybis(propan-2-ol)dichrome Précurseur LIS
68900-97-0c Diaquatétrachloro[µ-[N-éthyl-N-[(nonafluorobutyl)sulfonyl]glycinato-O¹:O¹’]]-µ-hydroxybis(propan-2-ol)dichrome Précurseur LIS
68957-55-1 Chlorure de triméthyl-3-[[(undécafluoropentyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
68957-57-3 Iodure de triméthyl-3-[[(undécafluoropentyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
68957-58-4 Iodure de triméthyl-3-[[(tridécafluorohexyl)sulfonyl]amino]propylammonium Précurseur LIS
68957-59-5 N-[3-(Diméthylamino)propyl]-1,1,2,2,3,3,4,4,4-nonafluorobutane-1-sulfonamide, monochlorhydrate Précurseur LIS
68957-60-8 N-[3-(Diméthylamino)propyl]-1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,5-undécafluoropentane-1-sulfonamide, monochlorhydrate Précurseur LIS
68957-61-9 N-[3-(Diméthylamino)propyl]tridécafluorohexanesulfonamide, monochlorhydrate Précurseur LIS
68958-60-1 α-{2-[Éthyl(perfluoroheptylsulfonyl)amino]éthyl}-ω-méthoxypoly(oxyéthylène) Précurseur LIS
70225-16-0 Acide tridécafluorohexanesulfonique, composé avec le 2,2’-iminodiéthanol (1:1) Précurseur LIS
70225-17-1 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,5-Undécafluoropentane-1-sulfonate de bis(2-hydroxyéthyl)ammonium Précurseur LIS
70225-18-2 Acide 1,1,2,2,3,3,4,4,4-nonafluorobutane-1-sulfonique, composé avec le 2,2’-iminodiéthanol (1:1) Précurseur LIS
67940-02-7 N-[3-(Diméthylamino)propyl]-1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-pentadécafluoroheptane-1-sulfonamide, monochlorhydrate Précurseur LIS
68259-14-3 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-Pentadécafluoro-N-méthylheptane-1-sulfonamide Précurseur LIS
68259-15-4 Tridécafluoro-N-méthylhexanesulfonamide Précurseur LIS
68298-13-5 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,5-Undécafluoro-N-méthylpentanesulfonamide Précurseur LIS
68555-72-6 N-Éthyl-1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,5-undécafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)pentane-1-sulfonamide Précurseur LIS
68555-73-7 N-Éthyl-1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-pentadécafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)heptane-1-sulfonamide Précurseur LIS
68555-75-9 Tridécafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)-N-méthylhexanesulfonamide Précurseur LIS
68555-76-0 1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-Pentadécafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)-N-méthylheptane-1-sulfonamide Précurseur LIS
68957-62-0 N-Éthyl-1,1,2,2,3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,7-pentadécafluoroheptane-1-sulfonamide Précurseur LIS
70225-15-9 Pentadécafluoroheptane-1-sulfonate de bis(2-hydroxyéthyl)ammonium Précurseur LIS
34455-03-3 N-Éthyltridécafluoro-N-(2-hydroxyéthyl)hexanesulfonamide Précurseur LIS
67584-55-8 Acrylate de 2-[méthyl[(nonafluorobutyl)sulfonyl]amino]éthyle Précurseur LES
Aucun n° CAS trouvé Poly(Butyl methacrylate/ heptyl methacrylate/ 2-(3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-tridecafluoro -n -methyl-1-octaneosulfonamido) ethyl acrylate Précurseur N.D.
27619-97-2 Acide 3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-tridécafluorooctanesulfonique THSPFO (Précurseur) LES
73772-32-4 Sel monosodique de l’acide 2-hydroxy-3-[[3-(diméthylamino)propyl][(tridécafluorohexyl)sulfonyl]amino]-1-propanesulfonique Précurseur LES
81190-38-7 Sel monosodique de l’hydroxyde de N-(2-hydroxyéthyl)-3-[(2-hydroxy-3-sulfopropyl)[(tridécafluorohexyl)sulfonyl]amino]-N,N-diméthyl-1-propanaminium Précurseur LES
59587-38-1 3,3,4,4,5,5,6,6,7,7,8,8,8-Tridécafluorooctanesulfonate de potassium Précurseur TSCA
133875-90-8 Sel interne de l’hydroxyde de N-(carboxyméthyl)-N,N-diméthyl-3-[[(3,3,4,4,5,5...n,n,n-polyfluoroalkyl)sulfonyl]amino}-1-propanium Précurseur TSCA

Abréviations : LIS = Liste intérieure des substances; LES = Liste extérieure des substances; TSCA = Toxic Substance Control Act (États-Unis); N.D. = non disponible.

a N° de registre du CSA trouvé à l’aide de l’outil Recherche de substances de la LIS et/ou de la page US EPA Chemistry Dashboard.

b Les substances qui ne figurent pas sur la LIS ne sont pas utilisées commercialement au Canada au-delà des quantités seuils spécifiées dans le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères). Les substances figurant sur la LES sont soumises à l’exigence relative à la notification et aux autres exigences énoncées dans le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères), mais avec des exigences réduites en matière d’information. Les substances figurant sur la LES sont celles qui figurent dans l’inventaire de la Toxic Substances Control Act (TSCA) des États-Unis.

c S’inscrit également dans le cadre de l’évaluation de la Liste des substances d’intérêt prioritaire 1 du Canada, « Le chrome et ses composés ».

Annexe C. Liste non exhaustive des APFS-LC et de leurs sels

Tableau C-1. Liste non exhaustive des APFS-LC et de leurs sels
N° de registre CASa Nom chimique Nom commun ou abréviation Inventaireb
68259-12-1 Acide perfluorononanesulfonique PFNS Absent de la LIS et de la LES
335-77-3 ou 2806-15-7 Acide perfluorodécanesulfonique PFDS Absent de la LIS et de la LES
749786-16-1 Acide perfluoroundécanesulfonique PFUnDS Absent de la LIS et de la LES
79780-39-5 Acide perfluorododécanesulfonique PFDoDS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluorotridécanesulfonique PFTrS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluorotetradécanesulfonique PFTeDS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluoropentadécanesulfonique PFPeDS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluorohexadécanesulfonique PFHxDS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluoroheptadécanesulfonique PFHpDS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluorooctadécanesulfonique PFODS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluorononadécanesulfonique PFNDS Absent de la LIS et de la LES
Aucun n° CAS trouvé Acide perfluoroicosanesulfonique PFICOS Absent de la LIS et de la LES
67906-42-7 Hénéicosafluorodécanesulfonate d’ammonium Sel d’ammonium de PFDS LIS
17202-41-4 Nonadécafluorononanesulfonate d’ammonium Sel d’ammonium de PFNS LIS

Abréviations : LIS = Liste intérieure des substances; LES = Liste extérieure des substances.

a N° de registre du CSA trouvé à l’aide de l’outil Recherche de substances de la LIS et/ou de la page US EPA Chemistry Dashboard.

b Les substances qui ne figurent pas sur la LIS ne sont pas utilisées commercialement au Canada au-delà des quantités seuils spécifiées dans le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères). Les substances figurant sur la LES sont soumises à l’exigence relative à la notification et aux autres exigences énoncées dans le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères), mais avec des exigences réduite en matière d’information. Les substances figurant sur la LES sont celles qui figurent dans l’inventaire de la Toxic Substances Control Act (TSCA) des États-Unis.

Annexe D. Preuves empiriques de la présence de précurseurs des APFC-CC et des APFS-CC

Remarque : La plupart des données empiriques disponibles permettant d’identifier les précurseurs sont limitées aux APFC à chaîne courte. Il existe une étude empirique identifiant un précurseur des APFS à chaîne courte. Il n’y a pas de preuve empirique identifiant des précurseurs des APFS à longue chaîne. Les preuves empiriques de la présence de précurseurs comprennent celles des oléfines fluorotélomériques (FTO) et des N-alkyl perfluoroalkylsulfonamidoéthanols (PFSE). La « durée de vie atmosphérique » estimée des FTOH (12 à 20 jours), des FTO (8 jours) et d’un produit de dégradation majeur des PFSE (20 à 50 jours) leur permet d’être transportés vers des régions éloignées. Des études en photoréacteur ont montré que les PFSE peuvent contribuer à la charge environnementale observée en APFS et en APFC (Waterland et Dobbs 2007).

Tableau D-1. Preuves empiriques de la présence de précurseurs des APFC-CC et des APFS CC/caption>
Précurseur Voie de transformation et/ou produit de dégradation final Milieu/organisme Référence
N-méthyl perfluorobutane sulfonamidoéthanol
(NMeFBSE)
PFBS Phase gazeuse D’Eon et al. 2006
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFBA
PFHxA
Pseudomonas oleovorans Kim et al. 2012
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFHxA Pseudomonas butanovora Kim et al. 2012
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFBA Pseudomonas fluorescens DSM 8341 in presence of formate Kim et al. 2014
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFPeA Pseudomonas
fluorescens DSM 8341
Kim et al. 2014
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFPeA Pseudomonas oleovorans Kim et al. 2014
alcool fluorotélomérique 8:2
(FTOH 8:2)
PFHxA Pseudomonas oleovorans; Pseudomonas butanovora Kim et al. 2012
alcool fluorotélomérique 8:2
(FTOH 8:2)
FTOH 8:2 → 7:3 FTCA→PFHpA (APFC C7) Truite arc-en-ciel juvénile Butt et al. 2010a
alcool fluorotélomérique 8:2
(FTOH 8:2)
PFPeA
PFHxA
PFHpA
Truite arc-en-ciel juvénile mâle Nabb et al. 2007
acrylate fluorotélomérique 8:2
(FTAc 8:2)
7:3 FTCA→PFHpA (APFC C7) Truite arc-en-ciel juvénile Butt et al. 2010b
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFHxA Culture bactérienne aérobie mixte provenant de boues activées (installation industrielle) Liu et al. 2010a
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFHxA Boues de digestion anaérobie provenant d’un système de traitement des eaux usées (Delaware, États-Unis) Zhang et al. 2013
sulfonate fluorotélomérique 6:2
(FTS 6:2)
PFBA
PFPeA
PFHxA
Boues activées de systèmes de traitement des eaux usées (Pennsylvanie, Maryland, Delaware, États-Unis) Wang et al. 2011b
alcool fluorotélomérique 8:2
(FTOH 8:2)
PFHxA Culture bactérienne mixte et boues activées d’un système de traitement des eaux usées (installation industrielle) Wang et al. 2005
alcool fluorotélomérique 8:2
(FTOH 8:2)
PFHxA Boues de digestion anaérobie provenant d’un système de traitement des eaux usées (Delaware, États-Unis) Zhang et al. 2013
1H,1H,2H,2H,8H,8H-perfluorododécanol
(DTFA)
PFBA
PFPeA
Culture bactérienne mixte provenant de boues activées (installation de traitement des eaux usées pour une usine qui produisait des composés fluorés) Arakaki et al. 2010
Acide carboxylique polyfluoré 7:3
(acide 7:3)
PFHpA Boues activées de traitement des eaux usées (Pennsylvanie, États-Unis) Wang et al. 2012
Acide carboxylique polyfluoré 5:3
(acide 5:3)
PFBA
PFPeA
Boues activées de traitement des eaux usées (Pennsylvanie, États-Unis) Wang et al. 2012
diester de phosphate de fluorotélomère 6:2
(diPAP 6:2)
→6:2 monoPAP→5:3 FTCA →PFPeA

→6:2 monoPAP→6:2 FTCA →PFHxA

→6:2 monoPAP →FTOH 6:2 → 6:2 FTCA →PFHpA
Liqueur mixte (mélange d’eaux usées brutes et de boues de traitement, Toronto, Canada) Lee et al. 2010
2-Perfluoroalkyléthanols polyéthoxylés (éthoxylates de fluorotélomères) PFHxA Effluents d’un système de traitement des eaux usées (Hesse, Allemagne) Frömel et Knepper 2010
N-méthyl perfluorobutane sulfonamidoéthanol
(NMeFBSE)
PFBA Phase gazeuse D’Eon et al. 2006
alcool fluorotélomérique 4:2
(FTOH 4:2)
PFBA
PFPeA
Phase gazeuse Ellis et al. 2004
iodure fluorotélomérique 4:2
(FTI 4:2)
PFBA
PFPeA
Phase gazeuse Young et al. 2008
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFHxA
PFHpA
Phase gazeuse Ellis et al. 2004
Amides polyfluorés à 8 atomes de carbone
(PFAM)
PFBA Oxydation atmosphérique Jackson et al. 2013
N-éthyl perfluorobutanesulfonamide
(NEtFBSA)
PFBA
PFPeA
Phase gazeuse Martin et al. 2006
alcool fluorotélomérique 8:2
(FTOH 8:2)
PFHxA
PFHpA
Sols Liu et al. 2007
alcool fluorotélomérique 8:2
(FTOH 8:2)
PFHxA Sol aérobie (Sassafras, Manning, Chalmers) Wang et al. 2009
Monoester stéarate de 8:2 fluorotélomère
(8:2 FTS)
PFHxA
PFHpA
Loam limoneux forestier (West Lafayette, Indiana, États-Unis) Dasu et al. 2013
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFBA
PFPeA
PFHxA
Sol aérobie de Sassafras Liu et al. 2010a
Wang et al. 2010
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFPeA
PFHxA
PFHpA
Oxydation en surface de sable mauricien et de cendres islandaises Styler et al. 2013
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFPeA
PFHxA
Sol de Sassafras Liu et al. 2010b
alcool fluorotélomérique 6:2
(FTOH 6:2)
PFBA
PFPeA
PFHxA
Sédiment aérobie de rivière (Brandywine Creek, Pennsylvanie, États-Unis) Zhao et al. 2013b
Polymère d’acrylate de fluorotélomère PFHxA
PFHpA
Microcosme de sol Washington et al. 2009
Acide carboxylique fluorotélomérique fluoré 8:2
(FTCA 8:2))
PFHpA Microcosme sédiments-eau Myers et Mabury 2010
Acide carboxylique fluorotélomérique insaturé 10:2
(FTUCA 10:2)
PFHpA Microcosme sédiments-eau Myers et Mabury 2010
Perfluorooct-1-ène et perfluorooct-2-ène et 4-trifluorométhyl-1,1,1,2,3,4,5,5,5-nonafluoropent-2-ène PFHxA
PFHpA
Ozonolyse Odinokov et al. 1997

Annexe E. Propriétés physico-chimiques recensées pour les APFC-CC

Tableau E-1. Propriétés physico-chimiques recensées pour les APFC-CC/caption>
N° de registre du CAS
 (nom chimique)
Abréviation Valeur Référence
Log Koe - - -
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA -0,52 (forme neutre†) Jing et al. 2009
2706-90-3 (Acide perfluoropentanoïque) PFPeA 0,09 (forme neutre†) Jing et al. 2009
307-24-4 (Acide perfluorohexanoïque) PFHxA 0,70 (forme neutre†) Jing et al. 2009
375-85-9 (Acide perfluoroheptanoïque) PFHpA 1,31 (forme neutre†) Jing et al. 2009
Log Kd - - -
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 1,18 Zhang et al. 2012a
2706-90-3 (Acide perfluoropentanoïque) PFPeA 1,14 Zhang et al. 2012a
307-24-4 (Acide perfluorohexanoïque) PFHxA 1,33 Zhang et al. 2012a
375-85-9 (Acide perfluoroheptanoïque) PFHpA 1,24 Zhang et al. 2012a
Log Koc (L/kg) - - -
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 2,62 Zhang et al. 2012a
2706-90-3 (Acide perfluoropentanoïque) PFPeA 1,70–2,11 Zhao et al. 2012
2706-90-3 (Acide perfluoropentanoïque) PFPeA 2,54 Zhang et al. 2012a
307-24-4 (Acide perfluorohexanoïque) PFHxA 2,72 Zhang et al. 2012a
375-85-9 (Acide perfluoroheptanoïque) PFHpA 1,72–2,05 Zhao et al. 2012
Pression de vapeur (Pa) - - -
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 2,93 Bhhatarai et Gramatica 2011
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 2,63 Kim et al. 2015
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 1333 MSDS 2004
375-85-9 (Acide perfluoroheptanoïque) PFHpA 1,32 Bhhatarai et Gramatica 2011
375-85-9 (Acide perfluoroheptanoïque) PFHpA 1,88 Kim et al. 2015
Point d’ébullition (oC) - - -
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 120 Kirk-Othmer 1994
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 120 SDS 2004b
2706-90-3 (Acide perfluoropentanoïque) PFPeA 139 Kirk-Othmer 1994
375-85-9 (Acide perfluorohepatanoïque) PFHpA 89 Kirk-Othmer 1994
375-85-9 (Acide perfluorohepatanoïque) PFHpA 175 SDS 2004b
Point de fusion (oC) - - -
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA -17,5 Kirk-Othmer 1994
Masse volumique (g/mL, 20oC) - - -
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA 1,641 Kirk-Othmer 1994; SDS 2004b
2706-90-3 (Acide perfluoropentanoïque) PFPeA 1,713 Kirk-Othmer 1994
375-85-9 (Acide perfluoroheptanoïque) PFHpA 1,792 Kirk-Othmer 1994
pKa (constante d’acidité) - - -
422-64-0 (Acide perfluoropropanoïque) PFPrA (C3) 0,62 Moroi et al. 2001
375-22-4 (Acide perfluorobutanoïque) PFBA (C4) 0,43 Moroi et al. 2001
2706-90-3 (Acide perfluoropentanoïque) PFPeA (C5) 0,74 Moroi et al. 2001

Abréviations : pKa = constante de dissociation acide; Koe = coefficient de partage octanol-eau; Kco = coefficient de partage carbone organique-eau; Kd, = constante de dissociation à l’équilibre.

† Étant donné que les APFC-CC sont considérés comme ayant des propriétés tensioactives, ils se répartissent préférentiellement sur les protéines et sont ionisants, les estimations du log Koe et/ou l’utilisation du log Koe d’après la forme neutre peuvent se traduire par des prévisions peu fiables sur la bioaccumulation.

Annexe F. Propriétés physico-chimiques disponibles pour les APFS-CC

Tableau F-1. Propriétés physico-chimiques disponibles pour les APFS-CC
N° de registre du CAS
 (nom chimique)
Abréviation Valeur Référence
Solubilité dans l’eau (g/L) - - -
375-73-5 (Acide perfluorobutanesulfonique) PFBS 67 g/L Kim et al. 2015
Log Koe - - -
375-73-5 (Acide perfluorobutanesulfonique) PFBS -0,30 (forme neutre†) Jing et al. 2009
Log Koc (L/kg) - - -
375-73-5 (Acide perfluorobutanesulfonique) PFBS 1,75–2,09 Zhao et al. 2012
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 0,74–1,70 Zhao et al. 2014
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 2,05 Guelfo et Higgins 2013
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 2,40 D’Agostino et Mabury 2017
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 1,8–2,76 Chen et al. 2018
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 2,02–2,14 Zhao et al. 2012
335-77-3/2806-15-7
(Acide perfluorodécanesulfonique)
PFDS 3,53–3,66 Higgins et Luthy 2006
Point de fusion (oC) - - -
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 41 Kim et al. 2015
Point d’ébullition (oC) - - -
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 159–160 SDS 2004a
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 238–239 Kosswig 2000
Masse volumique (g/mL, 20oC) - - -
355-46-4 (Acide perfluorohexanesulfonique) PFHxS 1,762 Kirk-Othmer 1994

Abréviations : pKa = constante de dissociation acide; Koe = coefficient de partage octanol-eau; Kco = coefficient de partage carbone organique-eau; Kd, = constante de dissociation à l’équilibre.

† Étant donné que les APFS-CC sont considérés comme ayant des propriétés tensioactives, ils se répartissent préférentiellement sur les protéines et sont ionisants, les estimations du log Koe et/ou l’utilisation du log Koe d’après la forme neutre peuvent se traduire par des prévisions peu fiables pour la bioaccumulation.

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