Ébauche du rapport sur l’état des substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA)

Titre officiel : Ébauche du rapport sur l’état des substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA)

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Mai 2023

Résumé

Les substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (SPFA) constituent une classe de plus de 4 700 substances d’origine anthropique. Ces substances sont largement utilisées dans des produits de consommation, des applications industrielles et d’autres applications spécialisées. En raison de l’utilisation répandue de ces substances et de leur extrême persistance dans l’environnement, de leur propension à s’accumuler et de leur mobilité, les SPFA sont fréquemment détectées dans l’environnement et chez l’humain. Bien que l’on dispose essentiellement de données sur un groupe limité de SPFA bien étudiées, il y a de plus en plus d’indications que l’exposition à d’autres SPFA peut avoir des effets nocifs pour l’environnement et la santé humaine. L’exposition concomitante à plusieurs SPFA peut également entraîner des effets cumulatifs.

Le présent rapport découle d’une évaluation qualitative du devenir, des sources, de la présence et des répercussions possibles des SPFA sur l’environnement et la santé humaine, l’objectif étant d’éclairer la prise de décisions concernant les SPFA au Canada.

La caractéristique chimique commune des SPFA est leur groupe perfluoroalkyle, qui est extrêmement stable dans l’environnement, à tel point que les SPFA ont souvent été qualifiées de « produits chimiques éternels ». Les SPFA simples sont très persistantes, tandis que les molécules plus complexes se transforment en SPFA stables. Dans le présent rapport, on renvoie les SPFA à la définition chimique générale donnée par l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE), qui, à quelques exceptions près, comprennent tout produit chimique comportant au moins un groupe méthyle perfluoré (–CF₃) ou un groupe méthylène perfluoré (–CF₂–). Cette définition englobe les substances présentant un large éventail de structures et de propriétés, depuis les substances chimiques définies comme acides perfluorocarboxyliques, acides perfluorosulfoniques et alcools fluorotélomériques, jusqu’aux polymères fluorés à chaîne latérale et aux polymères fluorés à masse moléculaire élevée. Certaines SPFA présentes sur le marché possèdent également des attributs structurels autres que des chaînes perfluoroalkyliques (p. ex., la présence de liaisons éther ou d’atomes de chlore dans les chaînes hydrocarbonées fluorées).

Les propriétés souhaitables des SPFA (y compris leur capacité à repousser l’huile et l’eau, leur résistance chimique, physique et thermique élevée à la dégradation, ainsi que leur faible tension superficielle) ont mené à leur utilisation dans une large gamme de produits de consommation et dans diverses applications industrielles. Parmi les utilisations caractéristiques des SPFA, mentionnons qu’elles entrent dans la composition d’agents tensioactifs, de lubrifiants et de répulsifs (contre la saleté, l’eau et la graisse). Les SPFA entrent également dans la composition de certaines mousses extinctrices (c'est‑à‑dire les mousses à formation de pellicule aqueuse, aussi appelées mousses AFFF), les textiles (p. ex., les tapis, les meubles et les vêtements), les cosmétiques et les matériaux d’emballage alimentaire.

Il existe de nombreuses sources potentielles de SPFA au Canada qui peuvent entraîner l’exposition de l’humain et leur libération dans l’environnement. La population peut être exposée aux SPFA par diverses sources comme la nourriture et les emballages alimentaires, les cosmétiques, les produits de consommation, l’air ambiant, l’air intérieur, la poussière et l’eau potable. De plus, les sites contaminés par les SPFA représentent des « points chauds » au Canada où les Canadiens et l’environnement peuvent être exposés à des concentrations élevées de SPFA. Ces sites comprennent les sites associés à l’utilisation des mousses AFFF, généralement libérées pendant les activités de lutte contre les incendies de carburant, y compris lors d’activités de formation et d’entretien de l’équipement de lutte contre les incendies dans les aéroports et les installations militaires. Comme il n’est pas possible de séparer les déchets contenant des SPFA du flux de déchets général, les produits contenant des SPFA se retrouvent parmi les déchets solides municipaux (DSM) dans les sites d’enfouissement ou sont incinérés avec les DSM. Le compostage des emballages alimentaires contenant des SPFA, les rejets dans des systèmes de traitement des eaux usées et l’épandage de biosolides sur le sol constituent d’autres voies d’entrée des SPFA dans l’environnement. Il convient de noter que la contamination par les SPFA est présente partout au Canada et ne se limite pas à quelques sources ou régions.

Une fois que les SPFA sont libérées dans l’environnement, leurs propriétés physiques et chimiques influent sur leur devenir et leur comportement. Les SPFA neutres (p. ex., les alcools fluorotélomériques) peuvent être plus volatiles et donc plus susceptibles de se retrouver dans l’atmosphère. Les alcools fluorotélomériques ainsi que d’autres substances polyfluoroalkyliques et certains polymères fluorés à chaîne latérale peuvent être transformés en d’autres SPFA plus stables qui sont extrêmement persistantes dans l’environnement dans les conditions ambiantes. Les SPFA ioniques (qui sont principalement ionisées aux pH de l’environnement), comme les acides perfluorocarboxyliques et les acides perfluorosulfoniques, sont solubles dans l’eau, sont non volatiles et se répartissent donc principalement dans l’eau où elles peuvent devenir mobiles. Certaines SPFA à chaîne plus courte, utilisées en remplacement des SPFA à longue chaîne interdites, se sont avérées encore plus mobiles à l’échelle locale, ce qui pourrait se traduire par un transfert aux cultures vivrières et à l’eau potable. Certaines SPFA peuvent également être transportées sur de grandes distances dans l’atmosphère (dans le cas des SPFA neutres et volatiles) ou par les courants océaniques mondiaux (dans le cas des SPFA ioniques), comme en témoigne leur vaste répartition dans le monde, y compris dans les régions éloignées. L’expérience acquise dans la gestion des sites contaminés a également montré que les SPFA sont très difficiles à éliminer des milieux naturels, et qu’il n’est pas possible de les faire disparaître de l’environnement en général.

À l’échelle mondiale, on trouve des SPFA dans presque tous les milieux naturels, y compris l’air, l’eau de surface et l’eau souterraine, les océans et les sols, ainsi que dans les influents et effluents des eaux usées, le lixiviat des sites d’enfouissement, les boues d’épuration et les sites contaminés. Bien que les concentrations les plus élevées signalées se situent généralement à proximité des sources de rejet connues, les SPFA sont aussi régulièrement détectées dans des endroits très éloignés de ces sources. De même, bien que les concentrations les plus élevées de SPFA aient été constatées dans des organismes se trouvant à proximité de points de rejet connus, leur omniprésence a été constatée dans les échantillons de tissu prélevés sur des organismes partout dans le monde. Même si le nombre de SPFA examinées dans les études à ce jour est limité, les études ont permis d’observer une détection croissante d’une plage de concentrations de SPFA. Des activités de surveillance et de recherche menées au Canada visent à mieux comprendre les tendances concernant la présence des SPFA dans les écosystèmes et la faune du pays. Jusqu’à présent, ces activités ont confirmé l'omniprésence des SPFA partout au Canada.

Selon les propriétés physiques et chimiques de la substance, on a constaté que certaines SPFA s’accumulent dans les biotes. On a également rapporté que les SPFA s’amplifient de manière appréciable (c'est‑à‑dire qu’elles s’accumulent en concentrations de plus en plus élevées dans le réseau trophique) dans les organismes respirant de l’air (p. ex., les mammifères et les oiseaux), ce qui peut augmenter la probabilité d’observer des effets indésirables. Des effets écotoxiques tels que l’immunotoxicité et la neurotoxicité, ainsi que des effets sur la croissance, la reproduction et le développement, ont été rapportés dans la littérature, même s’il subsiste encore des lacunes importantes dans les données pour certaines espèces, certains sous-groupes de SPFA et certains types d’effets étudiés.

À l’heure actuelle, seul un petit nombre de SPFA sont surveillées dans le cadre d’études de biosurveillance chez les humains. Certaines SPFA ont été détectées dans le sang (plasma ou sérum) de la population générale au Canada et à l’étranger. Les SPFA peuvent également être transférées par le placenta, et les nourrissons et les enfants peuvent être exposés aux SPFA par l’ingestion de lait maternel. Il a été déterminé que le potentiel d’exposition aux SPFA serait plus élevé dans plusieurs sous-groupes de la population. On a observé des concentrations élevées de certaines SPFA chez des communautés autochtones du Nord (tels que mesurées chez les adultes, y compris les femmes enceintes) ainsi que chez les jeunes et les enfants autochtones d'autres régions du Canada. À l’échelle mondiale, les pompiers présentent également des concentrations élevées de certaines SPFA. Au Canada, les pompiers et les personnes vivant à proximité de sites contaminés par des SPFA (p. ex., des sites associés à l’utilisation de mousses AFFF) peuvent également être exposés de façon disproportionnée à des concentrations plus élevées de SPFA, bien qu’on ne dispose pas de données de biosurveillance propres au Canada pour ces sous-groupes de la population.

Chez les humains, certaines SPFA bien étudiées peuvent être facilement absorbées par l’organisme et se lier aux protéines du sang. Ces SPFA peuvent ensuite entrer dans la circulation sanguine et s’accumuler dans les tissus bien perfusés (p. ex., le foie et les reins). Il a été démontré que certaines des SPFA étudiées sont éliminées très lentement du corps humain. Les données toxicologiques (in vitro et in vivo) et épidémiologiques chez les humains ne sont disponibles que pour un nombre limité de SPFA. D’après ces études, il est évident que l’exposition aux SPFA pourrait causer des effets préoccupants pour la santé humaine. De plus, des données récentes sur les SPFA bien étudiées, notamment l’acide perfluorooctanoïque (APFO) et le sulfonate de perfluorooctane (SPFO), montrent des effets négatifs sur la santé humaine à des concentrations plus faibles que dans les études antérieures. Les effets couramment rapportés dans les études sur les animaux comprennent des effets sur le foie, les reins, la glande thyroïde, le système immunitaire, le système nerveux, le métabolisme et le poids corporel, ainsi que sur la reproduction et le développement. Les études épidémiologiques chez les humains ont également constaté des effets similaires sur les organes, les systèmes et les paramètres.

Bien que la plupart des études toxicologiques et épidémiologiques se soient concentrées sur les effets de l’exposition à une seule SPFA, les biotes et les humains sont généralement exposés à un grand nombre de SPFA à un moment donné, comme le montrent les données d’échantillonnage environnemental et de biosurveillance. Un nombre limité d’études ont évalué l’effet interactif de plusieurs SPFA sur différents paramètres. Cependant, étant donné le grand nombre de SPFA et leur omniprésence, il est raisonnable de supposer que leurs effets peuvent être cumulatifs. Le gouvernement du Canada a étudié activement les effets sur l’environnement et la santé humaine associés à l’exposition aux SPFA, y compris à l’aide de nouvelles méthodes et approches pour caractériser simultanément de nombreuses SPFA dans les milieux biologiques et l’environnement. Ces études confirment la présence dans l’environnement de mélanges de SPFA qui comprennent de nombreuses substances qui ne sont pas ciblées dans les études habituelles de contrôle et de surveillance. Outre certaines initiatives, il existe des programmes de contrôle et de surveillance de l’environnement et des humains sont en vigueur visant à cibler les sous-groupes de la population qui pourraient être plus vulnérables ou plus exposés, notamment les femmes enceintes et les enfants, les communautés autochtones et nordiques du Canada, et les pompiers.

Le Canada a pris des mesures pour traiter les SPFA qui, selon les premières données probantes, pourraient être préoccupantes pour l’environnement ou la santé humaine. Un nombre limité de sous‑groupes de SPFA sont soumis à des mesures de gestion des risques au Canada. La fabrication, l’utilisation, la vente, la mise en vente et l’importation de SPFO, d’APFO, d’acides perfluorocarboxyliques à longue chaîne et de leurs sels et de leurs précurseurs sont interdites par le Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2012), qui prévoit un nombre limité d’exceptions. Un projet de règlement qui abrogerait et remplacerait le Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2012) a également été publié en mai 2022 et propose de limiter davantage l’utilisation de ces groupes de substances en supprimant la plupart des exemptions restantes ou en prévoyant des échéances à ces exemptions. Certaines SPFA visées par le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) sont également soumises à des interdictions, à des conditions ministérielles et à des dispositions relatives aux nouvelles activités importantes prévues dans la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)]. On a observé que des SPFA à chaîne plus courte ont été utilisées comme substituts à des SPFA à longue chaîne (chaîne de 8 atomes de carbone ou plus) à la suite de la mise en œuvre de restrictions réglementaires à l’utilisation de ces dernières.

Parmi les autres activités au pays qui ciblent les SPFA, mentionnons l’élaboration de recommandations pour l’eau et le sol pour assurer la protection de la santé humaine et de l’environnement par le gouvernement du Canada ou le Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME), la réduction des risques liés aux sites contaminés fédéraux connus par l’intermédiaire du Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux et la réduction des rejets anthropiques de substances chimiques de préoccupation partagée dans les Grands Lacs conformément à l’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs. La réglementation de l’importation, de l’exportation et de la fabrication de certaines substances appauvrissant la couche d’ozone et concernant les halocarbures de remplacement est également prévue par le Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement.

Le gouvernement du Canada collabore avec d’autres gouvernements ailleurs dans le monde dans le cadre d’initiatives visant les SPFA, notamment par l’OCDE et la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants. Par exemple, le Canada a proposé avec succès que les acides perfluorocarboxyliques à longue chaîne, leurs sels et des composés apparentés soient ajoutés à la Convention de Stockholm.

Étant donné les lacunes importantes en matière de données sur la plupart des SPFA et de la complexité et de l’ampleur du groupe, il n’est pas pratique de continuer à évaluer et à gérer les risques associés aux SPFA individuellement ou par petits groupes, et cela ne répond pas à la préoccupation plus large que suscitent ces substances. Leur complexité s’exprime dans la nature de leurs propriétés physiques et chimiques, leurs caractéristiques uniques en matière de devenir et de comportement dans l’environnement, et la coexposition à de multiples SPFA dans les biotes et chez les humains. La production de données et l’application d’une approche quantitative pour l’analyse et la gestion des risques prendraient énormément de temps, tandis que l’exposition de l’environnement et des humains continuerait de s’accentuer, et de nouvelles SPFA seraient encore être créées ou utilisées au Canada.

L’utilisation généralisée des SPFA et leur omniprésence dans l’environnement ont entraîné une exposition continue de l’environnement et des humains à de multiples SPFA, et il a été démontré que les SPFA bien étudiées peuvent toucher de nombreux systèmes et organes chez les humains et les animaux de la faune. Certaines SPFA peuvent être bioaccumulables et s’amplifier dans les réseaux trophiques à un point tel qu’elles peuvent avoir des effets néfastes sur les biotes à de faibles concentrations dans l’environnement. Des données récentes sur les SPFA bien étudiées, en particulier l’APFO et le SPFO, montrent également des effets nocifs pour la santé humaine à des concentrations plus faibles que celles qu’avaient indiquées les études précédentes. En raison de l’extrême persistance des SPFA, de leur potentiel de bioaccumulation dans les organismes, de leur bioamplification dans le réseau trophique, de leur capacité à être transportées localement et à de grandes distances, et de la difficulté de les éliminer de l’environnement en général, les concentrations dans l’environnement et l’absorption par les biotes et les humains augmenteront, faute de mesures d’intervention. En outre, le potentiel d’exposition et celui de causer des effets cumulatifs sont des considérations importantes, car la plupart du temps, la faune et les humains sont exposés à des mélanges inconnus de SPFA.

Malgré les incertitudes associées à la connaissance des caractéristiques des substances représentant tout l’éventail des structures des SPFA dans les ensembles de données toxicologiques, épidémiologiques et de surveillance qui portent sur un nombre limité de SPFA, de plus en plus de données probantes semblent indiquer que les préoccupations liées aux SPFA bien étudiées seraient applicables à un ensemble plus large qu’attendu. Ainsi, même si les dangers spécifiques associés à des mélanges de SPFA sont en grande partie inconnus, il pourrait exister un grand nombre de sources de SPFA pouvant mener à une exposition, et il est raisonnable de présumer que l’exposition à de multiples SPFA entraîne des effets cumulatifs.

Conformément à l’application d’hypothèses prudentes protégeant la santé humaine et l’environnement au moment de combler les lacunes dans les données, il est nécessaire de prévoir que les propriétés dangereuses relevées dans les SPFA bien étudiées pourraient également être intrinsèques d’autres substances de la classe et que les expositions combinées à de multiples SPFA pourraient accroître la probabilité de causer des effets préjudiciables.

En raison de l’extrême persistance de ces substances, les répercussions potentielles sur l’environnement devraient augmenter si les substances continuent de pénétrer dans l’environnement. D’après ce que l’on sait des SPFA bien étudiées, et étant donné la possibilité que d’autres SPFA se comportent de manière similaire, il est proposé de conclure que la classe des SPFA réponde au critère énoncé à l’alinéa 64a) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Cependant, il est proposé de conclure que les substances de la classe des SPFA ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64b) de la LCPE, car ces substances ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

Compte tenu de l’utilisation répandue des SPFA combinée à leur omniprésence dans l’environnement, l’espèce humaine est continuellement exposée à de multiples SPFA, ce qui pourrait causer des effets négatifs préoccupants. D’après les connaissances acquises sur les SPFA bien étudiées et le potentiel que d’autres SPFA se comportent de manière similaire, et étant donné les craintes que les expositions combinées à de multiples SPFA augmentent la probabilité de causer des effets préjudiciables, il est proposé de conclure que les substances de la classe des SPFA satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est donc proposé de conclure que les substances de la classe des SPFA satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

1. Introduction

Conformément à l’article 68 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE; Canada 1999], les ministres de l’Environnement et de la Santé ont rédigé un rapport sur la classe des substances per- et polyfluoroalkyliques (SPFA) afin de présenter un aperçu de leurs sources, de leur devenir, de leur présence et de leurs possibles répercussions sur l’environnement et la santé humaine. Le présent rapport et la conclusion proposée visent à éclairer la prise de décisions concernant les SPFA en tant que classe au Canada. Cette classe de substances a été jugée prioritaire parce que les données scientifiques recueillies à ce jour indiquent que les SPFA utilisées pour remplacer les SPFA réglementées (c'est‑à‑dire le sulfonate de perfluorooctane et ses sels et précurseurs [SPFO], l’acide perfluorooctanoïque et ses sels et précurseurs [APFO] et les acides perfluorocarboxyliques à longue chaîne [APFC-LC] et leurs sels et précurseurs) peuvent également être associées à des effets sur l’environnement ou la santé humaine.

Les SPFA constituent une grande classe de substances d’origine anthropique qui comprend un très large éventail de produits chimiques allant des agents tensioactifs fluorés distincts aux polymères fluorés de masse moléculaire élevée, en passant par des précurseurs plus gros qui peuvent se transformer dans l’environnement en SPFA plus simples. Leurs propriétés uniques ont permis de les utiliser dans un grand éventail de procédés industriels et de produits de consommation, notamment les agents tensioactifs et les produits hydrofuges et oléofuges. Par exemple, ces substances sont utilisées dans certaines mousses extinctrices, les textiles (y compris les tapis et les vêtements), les cosmétiques et les emballages alimentaires en papier.

La caractéristique chimique commune des SPFA est le groupe perfluoroalkyle, qui est extrêmement stable, ce qui le rend résistant aux transformations environnementales et métaboliques. En raison de cette stabilité et de leur longue persistance dans l’environnement, les SPFA ont souvent été qualifiées de « produits chimiques éternels ». L’extrême persistance de la partie fluorocarbone, combinée à la propension de nombreuses SPFA à s’accumuler dans l’environnement et à être mobiles, s’est traduite par leur omniprésence dans le monde entier, même dans des régions éloignées comme l’Arctique (Kwiatkowski et coll. 2020). Il a été avancé que le rejet continu de ces substances très persistantes entraînera une augmentation des concentrations et des probabilités de causer des effets connus et inconnus (Cousins et coll. 2020a).

En raison de leur utilisation répandue, certaines SPFA sont présentes chez les humains et dans presque tous les compartiments environnementaux, y compris l’air ambiant, l’eau de surface, l’eau souterraine, l’eau marine et le sol, ainsi que le lixiviat des sites d’enfouissement, les influents et effluents des eaux usées, les boues d’épuration et les sites contaminés (p. ex., ECHA 2022c). À l’échelle mondiale, plusieurs groupes de SPFA ont été trouvés dans l’environnement à proximité de sources ponctuelles, notamment des usines de fabrication et des sites où des mousses extinctrices ont été utilisées, dont les aéroports et les bases militaires (p. ex., Hu et coll. 2016; Lanza et coll. 2016). Des SPFA peuvent également être libérées dans l’environnement à la suite de l’utilisation et de l’élimination de produits de consommation contenant des SPFA. Par conséquent, les sites d’enfouissement et les installations de traitement des eaux usées (y compris les déchets associés tels que les biosolides) sont des sources possibles de SPFA (p. ex., Gewurtz et coll. 2013; Lakshminarasimman et coll. 2021). Une fois dans l’environnement, certaines SPFA circulent facilement dans l’eau et le sol et peuvent contaminer de vastes zones (p. ex., Bhavsar et coll. 2016; CCME 2021a). Des coûts importants sont associés à l’évaluation et à l’assainissement des sols et des sources d’eau potable contaminés (Kwiatkowski et coll. 2020). Cela s’explique par le fait que les SPFA (et en particulier le groupe perfluoroalkyle) ne se décomposent pas facilement, et que les technologies de traitement et de destruction à l’échelle commerciale sont encore assez limitées. Il a été montré que de nombreuses SPFA sont transportées sur de grandes distances dans l’atmosphère, dans les plans d’eau et dans les eaux souterraines. Le transport à grande distance des SPFA a entraîné la présence de ces substances dans l’air, la glace, l’eau douce et l’eau salée de l’Arctique, et chez les animaux sauvages, notamment les ours polaires, les baleines, les phoques et les oiseaux (Muir et coll. 2019). Certaines SPFA ont également été trouvées en concentrations beaucoup plus élevées dans les communautés autochtones et les Inuits du Nord par rapport au reste de la population canadienne (p. ex., Caron-Beaudoin et coll. 2020; Garcia-Barrios et coll. 2021).

Au Canada, trois sous-groupes bien définis de SPFA (c'est‑à‑dire le SPFO, l’APFO et les APFC-LC, ainsi que leurs sels et précurseurs) ont été évalués dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques du Canada (PGPC) (EC 2006, 2012; EC, SC 2012). Ces groupes ont été ajoutés à la Liste des substances toxiques à l’Annexe 1 de la LCPE, en raison des risques qu’ils présentent pour l’environnement, en grande partie à cause de leur persistance et de leur potentiel de bioaccumulation, et ils sont soumis au Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2012) (RCSTI). Cette mesure de gestion des risques vise 94 SPFA figurant sur la Liste intérieure des substances (LIS)^{Note de bas de page 1} [Canada 1999]. Étant donné que ces sous-groupes sont définis d’après une description du groupement fluoré, les mesures de gestion des risques s’appliquent également à toutes les SPFA répondant à cette description, même celles qui ne sont pas connues pour être utilisées dans le commerce au Canada. Environ 100 SPFA, visées par le Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) (RRSN), ont également fait l’objet d’interdictions, de conditions ministérielles ou de dispositions relatives à une nouvelle activité (NAc) prévues par la LCPE. Bon nombre de ces mesures prévues par le RRSN ont été annulées et remplacées par d’autres règlements qui visent les mêmes substances et préviennent les risques pour la santé humaine et/ou l’environnement (p. ex., le Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement [RSACOHR]).

Il a été reconnu qu’une méthode quantitative d’analyse et de gestion des risques associés à des substances, des sous-groupes ou des groupes distincts de SPFA existantes (c'est-à-dire assortie de conclusions fondées sur les risques et de mesures de gestion prises pour chaque substance ou groupe) est un moyen inefficace pour gérer la vaste classe des SPFA. De nombreux scientifiques (Helsingør, déclarations de Madrid et de Zürich [Scheringer et coll. 2014; Blum et coll. 2015; Ritscher et coll. 2018]) recommandent l'adoption d'une approche préventive et prudente pour cette classe de substances, préconisant des mesures de gestion visant de grands sous-groupes ou la classe dans son ensemble, malgré un manque de certitude scientifique concernant la plupart des SPFA, qui restent peu étudiées. En outre, des organisations et des accords multilatéraux, notamment l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) et la Convention de Stockholm des Nations Unies sur les polluants organiques persistants (POP), ont reconnu le risque de faire des substitutions regrettables au sein de la famille des SPFA. De nombreuses instances, notamment l’Union européenne, ont pris des mesures ou se sont engagées à prendre des mesures concernant les SPFA en tant que classe.

En avril 2021, le gouvernement du Canada a publié un Avis d’intention dans lequel il a manifesté son souhait d’aller de l’avant avec des mesures visant à traiter les SPFA en tant que classe, y compris la publication du présent Rapport sur l’état des SPFA qui résume les renseignements pertinents sur la classe des SPFA (ECCC, SC 2021). Le rapport n’est pas une évaluation quantitative des risques que posent les SPFA, mais plutôt une évaluation qualitative du devenir, des sources, de la présence et des répercussions possibles des SPFA sur l’environnement et la santé humaine. Ce rapport vise à établir une approche fondée sur la notion de classe et l’application du principe de précaution, afin d’éclairer la prise de décisions concernant les SPFA au Canada. Il comprend des renseignements recueillis à la suite de recherches ciblées dans la littérature, y compris des données fournies par des intervenants en réponse à l’Avis d’intention portant sur la grande classe des substances perfluoroalkyliques et polyfluoroalkyliques (ECCC, SC 2021). La plupart des données pertinentes ont été relevées jusqu’en mars 2022 et des données ciblées l’ont été jusqu’en août 2022. Le rapport a fait l’objet d’un examen et/ou d’une consultation externe. Des commentaires sur le rapport ont été reçus de M^me Theresa Lopez, de M^me Jennifer Flippin et de M^me Joan Garey de Tetra Tech.

1.1 Étendue chimique

La classe des SPFA englobe un vaste éventail de structures (p. ex., éthers, polymères), y compris celles qui présentent des degrés variables de fluoration et de longueur de chaîne (Buck et coll. 2011; ITRC 2020a; OCDE 2021; Wang et coll. 2017a). Cela est illustré par la liste de l’OCDE d’environ 4 700 SPFA, compilées à partir de sources publiques (OCDE 2018a). En outre, de nouvelles SPFA sont continuellement inventées et déclarées au Canada.

Bien que certaines définitions chimiques aient été proposées pour les SPFA, notamment celles qui figurent dans les rapports de l’Interstate Technology and Regulatory Council (ITRC 2020a), du Toxics Use Reduction Institute (TURI 2021) et de l’EPA des États‑Unis (2021a), aucune définition n’a été acceptée par l’ensemble de la communauté. Sous les auspices du Groupe mondial OCDE/PNUE sur les PFC, un document a été publié au sujet de la terminologie des SPFA. Dans le présent document, nous utilisons la définition des SPFA donnée par l’OCDE (2021), à savoir : « Les SPFA sont des substances fluorées qui contiennent au moins un atome de carbone méthyle ou méthylène entièrement fluoré (sans aucun atome H/Cl/Br/I qui y est lié), c’est-à-dire qu’à quelques exceptions près, tout produit chimique comportant au moins un groupe méthyle perfluoré (‑CF₃) ou un groupe méthylène perfluoré (-CF₂-) est une SPFA » [traduction].

Cette définition chimique englobe des substances présentant un grand éventail de structures, de propriétés et de profils d’emploi qui peuvent faire l’objet de différences en matière de surveillance réglementaire. L’unité fluorocarbone est souvent fonctionnalisée, généralement sous forme d’acide carboxylique ou sulfonique (p. ex., APFO ou SPFO) ou d’alcool fluorotélomère (FTOH). Ces molécules fonctionnalisées peuvent être utilisées pour lier chimiquement l’unité fluorocarbone, avec ses propriétés uniques, à des molécules plus complexes telles que des polymères fluorés à chaîne latérale ou des composés de sulfonamidoéthanol.

Les SPFA sont parfois classées en polymères et en non-polymères (Buck et coll. 2011). Les SPFA polymères comprennent les polymères fluorés à chaîne latérale tels que ceux qui sont produits à partir de monomères d’acrylate de fluorotélomère ou de copolymères à base de sulfonamide perfluoré à chaîne latérale et d’uréthane (Chu et Letcher 2014). Dans le premier cas, le polymère résultant contient des composants à chaîne latérale fluorée, liés entre eux par des liaisons ester simples. Les polyfluoropolyéthers présentent des carbones perfluorés ou une série de carbones perfluorés séparés par des atomes d’oxygène. La chimie de liaison entre les groupements per- ou polyfluorés au sein d’un polymère, y compris les chaînes latérales fluorées, peut permettre de transformer et de libérer des SPFA distinctes et non des SPFA sous forme de polymères (ITRC 2021a).

Un troisième sous‑groupe de polymères, les fluoropolymères, a été décrit comme des polymères fabriqués par polymérisation de monomères oléfiniques, dont au moins un contient du fluor lié à l’un ou aux deux atomes de carbone oléfiniques, pour former le squelette d’un polymère à base de carbone uniquement, auquel des atomes de fluor sont liés directement, comme le polytétrafluoroéthylène (Buck et coll. 2011).

La définition des SPFA de l’OCDE (2021) est plus large que celle procédant par groupement, utilisée pour dresser la liste des SPFA de l’OCDE en 2018. Par conséquent, le nombre de SPFA distinctes dépasse les quelque 4 700 SPFA répondant initialement à cette nouvelle définition. Par exemple, cette définition englobe certains médicaments, des pesticides et de nombreuses substances qui sont réglementées au Canada par RSACOHR, comme les chlorofluorocarbures (CFC), les hydrochlorofluorocarbures (HCFC) et les hydrofluorocarbures (HFC). L’acide trifluoroacétique, un produit de transformation formé dans l’atmosphère à partir de certaines des substances réglementées par le RSACOHR et des hydrofluoroléfines (HFO) (UNEP 2016), est également pris en compte par la définition de l’OCDE.

Le présent Rapport sur l’état des SPFA utilise la définition chimique des SPFA données en 2021 par l’OCDE, étant donné la préoccupation concernant la stabilité de l’unité fluorocarbone, qui lui confère une persistance dans l’environnement et une résistance à la transformation. Pour les SPFA qui subissent une certaine transformation, la partie fluorée de la molécule est généralement préservée, ce qui donne des produits de transformation des SPFA qui sont stables. Alors que l’étendue des SPFA est basée sur une définition chimique, le rapport de l’OCDE (2021) indique que les divers gouvernements peuvent avoir besoin de leur propre définition de travail pour les SPFA, qui peut être établie en combinant la définition générale des SPFA avec des considérations supplémentaires (p. ex., des propriétés ou des domaines d’utilisation particuliers). Une telle définition de travail peut être utile lorsqu’on envisage d’appliquer des approches réglementaires ou autres pour réduire l’exposition.

Les abréviations utilisées pour désigner les SPFA fréquemment utilisées dans le présent rapport sont définies à l’annexe A. Le présent Rapport sur l’état des SPFA renvoie souvent aux SPFA à longue chaîne (LC) et à courte chaîne (CC), où la longueur de la chaîne se rapporte à une longueur de chaîne de 8 atomes de carbone (C8) ou plus et la chaîne courte est d’une longueur de 7 atomes de carbone (C7) ou moins. Dans les rapports publiés par d’autres auteurs (p. ex., l’OCDE), on peut désigner comme SPFA à longue chaîne les sulfonates perfluorés possédant 6 atomes de carbone entièrement fluorés (C6) ou plus (p. ex., PFHxS). Toutefois, les définitions des SPFA à chaînes courte et longue utilisées dans le présent rapport sont conformes aux autres publications du gouvernement du Canada. De plus, le renvoi aux acides perfluoroalkyliques (APFA) comprend les sous-groupes des APFA (p. ex., APFC, APFS, PFPA, PFPiA) et les acides d’éther perfluoroalkylique (p. ex., PFECA, PFESA).

2. Utilisations et sources d’exposition

2.1 Utilisations des SPFA

Les SPFA possèdent un ensemble unique de caractéristiques pratiques qui sont utiles dans un large éventail d’applications, notamment :

• leur nature oléofuge et hydrofuge, qui confère une résistance aux taches, des caractéristiques antisalissures et des propriétés antiadhésives;
• une résistance élevée à la décomposition chimique, physique et thermique (ou dans le cas des précurseurs, à la transformation en d’autres SPFA stables);
• une faible tension superficielle, d’où l’utilisation des SPFA comme agents tensioactifs et lubrifiants.

En raison de leurs propriétés uniques, les SPFA sont utilisées dans de nombreux secteurs industriels et sont présentes dans une vaste gamme de produits, notamment certaines mousses extinctrices, les emballages alimentaires, les ustensiles de cuisine antiadhésifs, les médicaments, les cosmétiques, les textiles, les véhicules et le matériel électronique. Une étude réalisée en 2020 (Glüge et coll. 2020) a relevé plus de 200 utilisations rangées dans 64 catégories d’utilisations de plus de 1 400 SPFA. Le tableau 4 de cette étude présente en détail les utilisations connues des SPFA, leurs fonctions et les secteurs associés. En outre, les fluoropolymères sont utilisés dans une foule d’applications, notamment dans des dispositifs médicaux, des pièces mécaniques et des équipements de traitement chimique (Henry et coll. 2018).

Les SPFA sont couramment utilisées dans les mousses à formation de pellicule aqueuse (aussi appelées mousses AFFF). Les mousses AFFF sont un mélange synthétique qui peut contenir des agents tensioactifs à base d’hydrocarbures et des agents tensioactifs fluorés ayant la capacité d’éteindre rapidement les feux de combustible hydrocarbonés. Avant l’arrêt volontaire de sa production en 2002, la SPFA la plus couramment utilisée dans les mousses extinctrices était le SPFO. Au Canada, les mousses AFFF qui contiennent certaines SPFA réglementées sont interdites en vertu du RCSTI, à quelques exemptions près (Canada 2012a). Le Règlement permet actuellement d’utiliser des mousses AFFF qui contiennent des concentrations résiduelles de SPFO (jusqu’à une concentration maximale de 10 ppm), l’utilisation et l’importation de mousses AFFF contaminées par du SPFO dans un navire militaire ou tout véhicule militaire de lutte contre les incendies revenant d’une opération militaire à l’étranger et l’importation, l’utilisation, la vente et la mise en vente de mousses AFFF contenant de l’APFO et/ou des APFC-LC utilisés dans la lutte contre les incendies. Ces exemptions tiennent compte de la transition vers des solutions permettant de remplacer l’APFO et/ou les APFC-LC et les concentrations résiduelles de SPFO qui demeurent dans l’équipement de lutte contre les incendies en raison de l’utilisation passée de cette substance. Ce règlement est en cours de révision, et le projet de Règlement sur certaines substances toxiques interdites (2022) restreindrait davantage ces exemptions (Canada 2022a). Certaines SPFA dont la chaîne carbonée est plus courte ont été utilisées pour remplacer les SPFA réglementées pour ce type d’application. La libération de SPFA par des mousses AFFF a donné lieu à des sites contaminés au Canada, ce dont il est question plus en détail à la section 2.3.

Au Canada, bien qu’il existe des règlements interdisant le SPFO, l’APFO, les APFC-LC, leurs sels et leurs précurseurs, ces règlements comportent actuellement un nombre limité d’exemptions, comme les articles manufacturés. Par conséquent, ces substances peuvent rester en circulation (voir la section 8.1.1 pour de plus amples renseignements sur la gestion des risques selon la LCPE). En outre, les SPFA à longue chaîne sont souvent considérées comme des impuretés produites au cours du procédé de fabrication des substituts à chaîne courte, et elles peuvent encore être présentes dans les effluents des usines de fabrication et les produits finis (Prevedouros et coll. 2006).

Huit enquêtes canadiennes différentes visant à recueillir des renseignements sur les activités commerciales au Canada, réalisées conformément à l’article 71 de la LCPE depuis l’an 2000, ont porté sur un total de 269 SPFA, certaines d’entre elles ayant été visées par plus d’une enquête (Canada 2005a, 2005b, 2012b, 2015, 2017, 2018, 2020a). Sur les 269 SPFA ayant fait l’objet d’une telle enquête, 87 ont fait l’objet de réponses par 27 entreprises différentes dans 150 rapports soumis dans le cadre des diverses enquêtes. La plupart de ces enquêtes ont été menées il y a plus de 10 ans. Seules 54 autres SPFA ont été étudiées au cours des 10 dernières années. Sur les 269 SPFA étudiées, 169 ont été interdites par le RCSTI (2012) depuis la dernière enquête qui les visait. Par conséquent, les données recueillies dans le cadre de ces enquêtes ne sont pas prises en compte dans le présent rapport.

On dispose de très peu de renseignements sur le type et les concentrations de SPFA utilisés dans les produits de consommation vendus au Canada (Beesoon et coll. 2012; Kim et coll. 2015).

2.1.1 Utilisations déclarées au gouvernement du Canada

Ce que l’on sait des nombreuses utilisations des SPFA au Canada provient des Déclarations de substances nouvelles reçues conformément au Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (RRSN) pris en application de la LCPE, les déclarations de cosmétiques reçues conformément au Règlement sur les cosmétiques pris en application de la Loi sur les aliments et drogues (LAD) et les déclarations volontaires reçues par Santé Canada et touchant les matériaux d’emballage des aliments.

2.1.1.1 Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles

Environ 270 SPFA nouvelles (dont la moitié sont des polymères) ont été déclarées au Canada, conformément au RRSN, depuis 1994. Sur les 270 SPFA, 28 ont été identifiées comme étant destinées à être fabriquées au Canada, bien qu’avec des restrictions (p. ex., elles seraient des substances confinées intermédiaires limitées au site, confinées pour l’exportation seulement, soumises au RSACOHR ou encore soumises aux dispositions relatives aux nouvelles activités [NAc] de la LCPE). Les nouvelles substances qui sont importées ou fabriquées au Canada sont soumises à des exigences de déclaration échelonnées en fonction de la quantité annuelle importée ou fabriquée. Les données à déclarer comprennent des informations spécifiques sur la substance, notamment son identité, son utilisation, son danger et son écotoxicité, dans le but d’évaluer le risque qu’elle pourrait représenter pour les humains et l’environnement.

Il ressort de ces déclarations pour substances nouvelles que l’éventail d’utilisations possibles des SPFA chimiques est grand (figure 1). Parmi les utilisations générales déclarées pour les SPFA, mentionnons les auxiliaires technologiques (p. ex., les agents de démoulage pour les plastiques), les substances oléofuges et hydrofuges dans les emballages, les tapis, le cuir, les tissus, les carreaux, les agents d’unisson dans les peintures, les encres et les adhésifs, les revêtements anti‑graisse pour les emballages d’aliments (c'est‑à‑dire les matériaux qui sont en contact avec les aliments), les frigorigènes, les agents de gonflement, les mousses extinctrices (agents tensioactifs dans les mousses AFFF) et les principes actifs dans les médicaments à usage humain ou vétérinaire. Dans la figure 1, les « autres » utilisations comprennent les agents antistatiques, les colorants, les électrolytes, les ingrédients cosmétiques, les traceurs et les agents phytoprotecteurs. L’utilisation déclarée des polymères, qui ne sont pas représentés dans la figure 1, comprenait principalement les usages comme antitaches et comme substances oléofuges et hydrofuges, avec quelques utilisations prévues comme agents tensioactifs, auxiliaires technologiques et agents d’unisson.

Environ 90 SPFA déclarées conformément au RRSN ont été ajoutées à la Liste intérieure des substances (LIS). Lorsqu’une substance est ajoutée à la LIS, elle peut être utilisée à n’importe quelle fin, sauf si elle fait l’objet de mesures de gestion des risques.

Avant 2016, de nombreux frigorigènes et agents de gonflement déclarés conformément au RRSN ont ensuite été ajoutés à la LIS avec ou sans mesures de gestion des risques. Cependant, depuis décembre 2016, ces substances sont réglementées par le RSACOHR (voir la section 8.1).

Bien que les utilisations prévues déclarées par les importateurs et les fabricants conformément au RRSN soient en grande partie industrielles, certaines de ces mêmes SPFA peuvent être utilisées dans d’autres types de produits, comme les cosmétiques. Même si peu de SPFA ayant une utilisation prévue déclarée dans les cosmétiques ont été déclarées conformément au RRSN, une analyse ultérieure a montré que 15 SPFA déclarées conformément au RRSN pour des utilisations industrielles, dont certaines ne figurent pas sur la LIS, ont également été déclarées pour une utilisation dans les cosmétiques au Canada conformément au Règlement sur les cosmétiques et sont actuellement utilisées dans les cosmétiques. Par conséquent, les SPFA qui ont été déclarées initialement comme ayant des utilisations industrielles (p. ex., comme stabiliseur industriel de mousse) peuvent être utilisées par la suite dans des produits non industriels qui entraînent une plus grande exposition directe des humains (p. ex., par les cosmétiques).

2.1.1.2 Cosmétiques

Les SPFA sont ajoutées à escient à certains cosmétiques, comme les fonds de teint, les lotions hydratantes, les lotions et les crèmes, afin d’améliorer la pénétration d’autres ingrédients dans la peau, de rehausser l’éclat et d’accroître la durabilité du maquillage. L’article 30 du Règlement sur les cosmétiques exige que tous les fabricants et importateurs de cosmétiques présentent à Santé Canada une déclaration de cosmétique, qui comprend une liste de tous les ingrédients et, pour chaque ingrédient, sa concentration exacte ou la fourchette de concentrations (Canada 2019). Entre 1993 et 2020, un total de 4 775 déclarations de cosmétique contenant une ou plusieurs SPFA ont été présentées à Santé Canada. Environ 90 % de ces déclarations concernaient des produits sans rinçage, notamment des produits de maquillage et des crèmes hydratantes, et produits qui étaient destinés à être utilisés sur le corps, le visage, les lèvres et autour des yeux. La plupart de ces produits (86,5 %) contiennent des SPFA déclarées à une concentration égale ou inférieure à 3 %. Dans environ 2,5 % des produits, les SPFA utilisées comme ingrédients sont déclarées à une concentration supérieure à 10 %. Selon une analyse préliminaire des tendances dans les données obtenues par les déclarations de cosmétiques, le nombre annuel de déclarations de cosmétiques contenant des SPFA a augmenté entre 1993 et 2017, pour atteindre un maximum de 663 en 2017. Les déclarations ont ensuite diminué pour atteindre environ 400 par an entre 2018 et 2020. Santé Canada reçoit généralement entre 50 000 et 60 000 déclarations de cosmétique par an pour divers cosmétiques, notamment des nettoyants, des revitalisants, des exfoliants, des fonds de teint, des crèmes corporelles, des produits de maquillage et des écrans solaires. Les déclarations de cosmétiques contenant des SPFA reçues annuellement représentent moins de 1 % du total des déclarations de cosmétique que reçoit Santé Canada chaque année.

En date de juillet 2021, 71 SPFA distinctes, utilisées comme ingrédients dans les cosmétiques, avaient été déclarées au Canada. Ces noms d’ingrédients SPFA sont déclarés selon la Nomenclature internationale d’ingrédients cosmétiques (INCI). Parmi celles-ci, dix représentaient les ingrédients SPFA les plus fréquemment déclarés : polytétrafluoroéthylène (PTFE), perfluorodécaline, éther de polyperfluorométhyle et d’isopropyle, perfluorononyl diméthicone, trifluoroacétyl tripeptide-2, phosphate de polyperfluoroéthoxyméthoxy difluoroéthyl PEG, perfluorohexyléthyl triéthoxysilane, éther de méthyle et de perfluorobutyle, trifluoroacétate d’urée tétradécyl aminobutyroylvalylaminobutyrique et éther de méthyle et de perfluoroisobutyle. Étant donné que l’APFO et le SPFO sont des substances interdites par le RCSTI, elles n’ont pas été déclarées comme ingrédients de cosmétique en tant que tels. Toutefois, les cosmétiques contenant des SPFA sous forme de polymères, comme le PTFE, les FTOH et les PAP, peuvent être des sources potentielles d’APFO, de SPFO et d’autres APFA (Fujii et coll. 2012).

La détection et la mesure des SPFA dans les cosmétiques sont encore un domaine émergent à l’échelle internationale. À l’aide de méthodes chromatographiques, plusieurs groupes de recherche ont étudié des produits cosmétiques pour y trouver certains APFA et leurs précurseurs (Danish EPA 2018; Whitehead et coll. 2021). Les précurseurs des APFC, y compris les composés fluorotélomériques 6:2 et 8:2, ont été détectés dans des cosmétiques achetés aux États‑Unis et au Canada (Whitehead et coll. 2021). La concentration des différentes SPFA variait considérablement dans les échantillons analysés, allant de quelques ppb à plusieurs ppm. En outre, plusieurs chercheurs ont étudié la teneur en fluor total et en fluor organique extractible dans les produits cosmétiques en utilisant des méthodes qui ne permettent pas de détecter ni de distinguer les divers types de substances contenant du fluor et pouvant comprendre des substances autres que les SPFA (Fujii et coll. 2013; Schultes et coll. 2018; Whitehead et coll. 2021). Les résultats de ces études indiquent que la somme des concentrations des SPFA isolées et mesurées dans les cosmétiques était sensiblement inférieure à leur teneur totale respective en fluor, ce qui ne représente, dans de nombreux cas, qu’environ 1 % du fluor total. Par conséquent, le bilan massique déficitaire observé dans ces études indique la présence de nombreuses substances fluorées inconnues dans les cosmétiques, dont certaines peuvent être des SPFA. La disponibilité d’un large éventail d’ingrédients fluorés et l’absence de normes d’analyse rendent difficile la détection des SPFA distinctes dans les cosmétiques.

2.1.1.3 Emballages pour aliments

Au Canada, tous les matériaux d’emballage des aliments, y compris les matériaux produits au Canada et importés, doivent être conformes aux dispositions de sécurité du titre 23 du Règlement sur les aliments et drogues. Le titre 23 interdit la vente d’aliments dans un emballage qui peut transmettre à son contenu une substance pouvant être nuisible à la santé du consommateur de l’aliment. La responsabilité de s’assurer que les matériaux utilisés en contact avec les aliments sont conformes aux exigences réglementaires incombe au fournisseur de l’aliment (p. ex., le fabricant, l’emballeur ou le distributeur d’aliments). Cependant, les fabricants d’emballages pour aliments peuvent volontairement demander l’avis de Santé Canada concernant l’acceptabilité, du point de vue de la salubrité alimentaire, des matériaux d’emballage des aliments qu’ils souhaitent vendre à l’industrie alimentaire.

À ce jour, Santé Canada a évalué et délivré des attestations de non-objection concernant 21 SPFA polymères (c'est‑à‑dire des fluoropolymères, des polymères de perfluoropolyéthers et des [co]polymères fluorés à chaîne latérale). Ces SPFA polymères sont généralement utilisées dans des applications où elles sont en contact avec les aliments, par exemple les ustensiles de cuisine antiadhésifs, les joints d’étanchéité, les pièces d’équipement de transformation des aliments et les emballages pour aliments en papier et/ou en carton. Ces utilisations sont conformes à l’utilisation des SPFA déclarées ailleurs dans le monde pour les matériaux qui entrent en contact avec les aliments (US FDA 2022a; Commission européenne 2020a; OCDE 2020).

Compte tenu des mesures de gestion des risques en vigueur au Canada (voir la section 8.1.1), aux États‑Unis et en Europe (OCDE 2015, 2020; US EPA 2009), on ne s’attend pas à ce qu’il y ait des emballages pour aliments contenant du SPFO sur le marché canadien. Les modifications proposées au RCSTI restreindront davantage l’importation, l’utilisation, la vente et la mise en vente d’articles manufacturés contenant de l’APFO et des APFC-LC au Canada (Canada 2022a).

En juin 2022, le Règlement interdisant les plastiques à usage unique a été publié dans la Gazette du Canada, Partie II. Il interdit la fabrication, l’importation et la vente de six catégories de plastiques à usage unique (Canada 2022b). Il est possible que les contenants de nourriture à emporter et les paillers en plastique à usage unique soient remplacés par des produits de remplacement en papier qui peuvent avoir été traités avec des SPFA.

En outre, étant donné que du papier et du carton traités peuvent entrer dans la matière première du papier recyclé, il est possible que les produits en papier non traités fabriqués à partir de cette matière première contiennent des concentrations détectables de SPFA. Selon Curtzwiler et coll. (2021), les seuils de concentration des APFC (c'est‑à‑dire PFBA, PFHxA, APFO et PFDA) dans les matériaux d’emballage en papier recyclé, associé à des gains de rendement fonctionnel, variaient de 30 ppm pour le PFDA à 1 238 ppm pour le PFBA.

En raison de l’utilisation connue des SPFA polymères dans les emballages pour aliments en papier et/ou en carton, on s’attend à ce que les SPFA soient détectées dans ces emballages sur le marché de détail. Par exemple, Schaider et coll. (2017) ont trouvé du fluor dans 56 % des emballages de desserts et de pains, 38 % des papiers entrant en contact avec les hamburgers (à des concentrations de 60 ppm), et 20 % des échantillons de carton (moyenne de 14 ppm) lors d’un échantillonnage des emballages de restauration rapide dans de grandes villes des États‑Unis. Selon Trier et coll. (2011), le revêtement de surface des papiers et cartons traités présentait des concentrations allant de 1 ppm à 100 ppm de certains agents tensioactifs polyfluorés, qui peuvent être des précurseurs de SPFA, tandis que l’ajout de SPFA à la pâte de papier donnait des concentrations allant de 600 ppm à 9 000 ppm (soit 0,06 % à 0,9 % du poids du papier). Ces concentrations correspondent avec celles rapportées par Xu et coll. (2013a) pour les acides perfluoroalkyliques et les acides polyfluoroalkylphosphoriques dosés dans les papiers entrant en contact avec les aliments.

2.2 Présence dans les aliments vendus au détail

La présence de SPFA a été observée à de très faibles concentrations dans divers aliments vendus au détail au Canada, aux États‑Unis, en Australie, en Nouvelle-Zélande et en Europe (EFSA 2020; FSANZ 2021; Ostertag et coll. 2009; Tittlemier et coll. 2006, 2007; US FDA 2021a). Selon l’Autorité européenne de sécurité des aliments (EFSA; 2020), la source des SPFA détectées dans les aliments vendus au détail (p. ex., le SPFO et les SPFA-LC) semble provenir principalement des SPFA qui se sont bioaccumulées par les chaînes alimentaires aquatique et terrestre, et non d’une migration directe à partir des matériaux d’emballage des aliments. L’organisme Food Standards Australia and New-Zealand (FSANZ; 2017) rapporte également que les APFS, les APFC et les sulfonates de fluorotélomères n’ont pas été détectés dans divers aliments emballés dans les supermarchés australiens.

En collaboration avec l’Agence canadienne d’inspection des aliments, Santé Canada surveille les concentrations de SPFA dans les aliments. Tittlemier et coll. (2007) ont signalé que seulement 9 des 54 échantillons composites (4 contenant de la viande, 3 du poisson et des crustacés, 1 des aliments de la restauration rapide et 1 du maïs soufflé pour micro-ondes) prélevés dans le cadre de l’Étude canadienne sur l’alimentation totale (EAT) entre 1992 et 2004 contenaient des concentrations détectables de composés perfluorés. Le SPFO et l’APFO ont été détectés le plus fréquemment (dans tous les composites), en concentrations variant de 0,5 ppb à 4,5 ppb. Dans ce petit ensemble de données, la consommation de viande bovine représentait plus de 80 % de l’exposition alimentaire totale moyenne aux SPFA (c'est‑à‑dire APFC totaux et SPFO).

Tittlemier et coll. (2006) ont analysé 151 échantillons d’aliments composites dans une étude EAT entre 1992 et 2004 pour détecter une série de sulfonamides perfluoroalkylés (FASA), y compris le perfluorooctanesulfonamide (PFOSA) et un certain nombre de N-alkyl perfluorooctanesulfonamides, à savoir le N-éthylperfluorooctanesulfonamide, le N,N‑diéthylperfluorooctanesulfonamide, le N‑méthylperfluorooctanesulfonamide et le N,N-diméthylperfluorooctanesulfonamide. Au moins un FASA a été détecté dans un échantillon de chacun des groupes d’aliments analysés (produits de boulangerie et confiserie, produits laitiers, œufs, restauration rapide, poisson, viande et aliments à préparer sous emballage). Les concentrations les plus élevées de la somme des composés FASA analysés dans cette étude ont été trouvées dans les échantillons composites d’aliments de restauration rapide, variant d’une valeur inférieure aux seuils de détection (SD) à 27,3 ppb.

Ostertag et coll. (2009) ont rapporté la détection du carboxylate de fluorotélomère 6:2 insaturé (dans les viandes froides, à 1,26 ppb), de PFHpA (dans les biscuits, le fromage, la pizza et les plats de bœuf congelés à ≤ 0,59 ppb), d’APFO (dans les biscuits, le fromage, les poivrons, les viandes froides en conserve et la pizza à ≤ 0,77 ppb), de PFNA (dans la charcuterie et les biscuits à ≤ 3,75 ppb), de PFDA (dans les poivrons à 1,02 ppb) et de SPFO (dans le fromage à ≤ 1,14 ppb), dans des échantillons prélevés en 1998 dans des magasins et des restaurants de Whitehorse, dans le territoire du Yukon au Canada.

L’Agence canadienne d’inspection des aliments a mené des enquêtes ciblées sur la présence de SPFO et d’APFO dans des échantillons prélevés de 2013 à 2016 dans divers aliments (légumes racines, produits à base de pomme de terre, produits de la mer, légumes surgelés, farine et céréales). Des quelque 3 200 échantillons d’aliments, aucun ne présentait de concentrations de SPFO ou d’APFO supérieures au seuil de détection de 0,25 ng/g (les données ne sont pas accessibles au public).

Dans une évaluation réalisée en 2020, l’EFSA a noté que plus de 90 % des résultats concernant les SPFA dans les aliments analysés dans le cadre d’enquêtes alimentaires européennes menées entre 2000 et 2016 étaient inférieurs au seuil de quantification ou de détection. Dans les enquêtes évaluées par l’EFSA (2020), des concentrations élevées (95^e centile >10 ppb) de SPFA ont été rapportées dans les abats comestibles de gibier et dans un certain nombre d’espèces de poissons. Selon l’EFSA, 4 SPFA (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) ont produit une médiane de 46 % (plage de 33 % à 56 %) de la somme de toutes les expositions aux SPFA par le régime alimentaire chez les adultes. Les contributions médianes relatives étaient de 9 %, 2 %, 4 % et 30 % pour l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO, respectivement. Les autres SPFA ayant contribué à plus de 5 % étaient le PFBA (16 %) et le PFHxA (15 %). Selon l’EFSA (2020), les concentrations de SPFO et d’APFO dans les aliments semblaient avoir diminué.

La Food Standards Australia and New-Zealand (FSANZ 2021) rapporte que sur les 30 SPFA analysées dans leur 27^e Étude sur l’alimentation totale en Australie (Australian Total Diet Study, pour les années 2019‑2020), le SPFO était le seul congénère dont les concentrations étaient détectables dans les échantillons alimentaires analysés à l’échelle régionale et nationale. Le SPFO a été détecté dans les œufs, les filets de poisson (eau de mer), le foie ou autres abats (à l’exception de ceux de la volaille), les crevettes (cuites) et le thon en conserve. Le SPFO a été le plus souvent détecté dans le foie ou d’autres abats à des concentrations allant de < 0,05 ppb à 5,5 ppb. Toutes les autres concentrations de SPFO détectées étaient inférieures à 0,2 ppb. Dans la précédente EAT australienne, soit la 24^e (phase 2, pour l’année 2011), portant sur un sous-ensemble plus restreint d’échantillons d’aliments et d’analytes (c'est‑à‑dire l’APFO et le SPFO seulement), la FSANZ (2016a) a signalé que le SPFO n’a été détecté que dans 2 échantillons sur 50 (en d’autres mots, du SPFO a été détecté dans des filets de poisson et des saucisses de bœuf à des concentrations inférieures ou égales à 1 ppb).

La Food and Drug Administration (FDA) des États‑Unis a analysé les SPFA dans les aliments cultivés ou produits dans des zones géographiques contaminées, ainsi que dans les aliments composant l’approvisionnement alimentaire général (Genualdi et coll. 2022; US FDA 2021a, 2022a; Young et coll. 2012, 2013). Les données sur la présence de SPFA dans l’approvisionnement alimentaire général (US FDA 2021a) ont été obtenues par l’analyse des échantillons prélevés dans le cadre de l’EAT réalisée par la FDA, qui comprenait une grande variété d’aliments, notamment des fruits et des légumes, du pain, des viandes, du poisson, des produits laitiers, des aliments transformés et des aliments pour bébé, ainsi qu’à partir des données d’enquêtes ciblées sur l’eau en bouteille (2016), les produits de la mer (2013) et le lait (2012). La FDA a analysé 4 ensembles d’échantillons de l’EAT pour rechercher 16 SPFA (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFBS, PFPeS, PFHxS, PFHpS, SPFO, ADONA, HFPO-DA, 11Cl-PF3OUdS, 6:2 Cl-PFESA [F53B]) et un ensemble d’échantillons de l’EAT pour rechercher 20 SPFA (PFUnDA, PFDoA, PFTrDA et PFTeDA, en plus des 16 SPFA analysées dans les autres ensembles de données; US FDA 2022b). Dans les 5 ensembles de données combinés de l’EAT, seulement 10 des 532 échantillons totaux analysés présentaient des concentrations détectables de SPFA. Le SPFO a été détecté dans de la dinde hachée (85,7 ppt), du tilapia (3 échantillons; 87, 83 et 28 ppt), des crevettes précuites (216 ppt), de la morue cuite au four (98 ppt), de la poudre de protéines (140 ppt) et des bâtonnets/pâtés de poisson congelés (33 ppt). Le PFNA a été détecté dans des échantillons de bâtonnets/pâtés de poisson congelés (50 ppt) et de morue cuite au four (2 échantillons; 233 ppt et 87 ppt). Le PFDA a été détecté dans du thon en conserve (72 ppt) et de la morue cuite au four (23 ppt). Le PFUnDA a été détecté dans des crevettes précuites (233 ppt) et de la morue cuite au four (151 ppt), et le PFDoA a été détecté dans des crevettes précuites (71 ppt). Aucune autre SPFA n’a été détectée dans les autres échantillons alimentaires de l’EAT. Dans l’enquête sur l’eau embouteillée, on a analysé des échantillons pour détecter le SPFO et l’APFO, et aucun des 30 échantillons ne présentait de concentrations détectables de l’une ou l’autre SPFA (US FDA 2021a). Dans l’enquête sur les fruits de mer, 11 des 46 échantillons présentaient des concentrations détectables d’au moins un type de SPFA, et le SPFO était plus souvent détecté (dans 9 des 11 échantillons positifs), les concentrations étant généralement plus élevées (0,97 ppb à 6,29 ppb) (Young et coll. 2013). Dans l’enquête sur le lait, 1 des 12 échantillons de lait cru présentait des concentrations détectables de SPFA, alors qu’aucun des 49 échantillons de lait vendu au détail n’en présentait (Young et coll. 2012). Le seul échantillon contenant des SPFA détectables (SPFO à 0,16 ppb) provenait d’une exploitation laitière qui avait épandu sur ses champs des biosolides contenant des SPFA. Bien que la FDA des États‑Unis n’ait pas présenté d’estimations de l’exposition aux SPFA d’après les résultats ci‑dessus, elle a déclaré que ces résultats n’indiquent pas qu’il faille éviter certains aliments à cause de préoccupations dues à la contamination par les SPFA (US FDA 2021b). La FDA (2021b) a limité l’évaluation du risque pour la santé humaine à l’APFO, au PFNA, au PFBS, au PFHxS et au SPFO.

La FDA a également mené une enquête ciblée en 2021‑2022 pour 20 SPFA dans 8 types de produits de la mer (principalement importés) : thon, saumon, tilapia, crabe, crevette, morue, goberge et palourde (US FDA 2022c). La FDA a déterminé que les concentrations d’APFO dans les échantillons de palourde en conserve représentaient probablement un problème de santé. Par la suite, les deux distributeurs de palourdes en conserve en question ont lancé un rappel volontaire du produit (US FDA 2022d).

Ruffle et coll. (2020) ont analysé 70 échantillons de poisson et de crustacés disponibles dans le commerce aux États‑Unis pour rechercher 26 composés de SPFA. Jusqu’à 10 SPFA ont été détectées dans 21 échantillons, le SPFO étant le composé prédominant. Les concentrations de SPFA totales étaient généralement de l’ordre de quelques ppb, voire moins (0,6 à 4,4 ppb), sauf pour les poissons de la région des Grands Lacs, où les concentrations ont été les plus élevées dans le corégone, le doré jaune et la perchaude (1,2 ppb à 21,6 ppb).

Bien que les données sur la présence de SPFA dans des aliments en provenance du Canada, de l’Europe, de l’Australie, de la Nouvelle-Zélande et des États‑Unis soient de plus en plus nombreuses, la portée des données existantes est encore limitée par rapport au nombre de SPFA que comprend cette vaste classe de produits chimiques. Notamment, l’analyse et la quantification ciblées dans les matrices variées et complexes des aliments présentent des défis méthodologiques. En raison des limites des analyses associées à la mesure des substances dans des matrices alimentaires complexes, la plupart des données sur la présence des substances présentent très souvent des concentrations non détectées (c'est‑à‑dire inférieures au seuil de détection), ce qui rend les estimations de l’exposition très incertaines. L’EFSA (2020) a recommandé d’améliorer les méthodes d’analyse pour un éventail plus grand de SPFA dans une variété plus grande d’aliments afin de réduire l’incertitude de l’évaluation de l’exposition par les aliments. Dans le but d’améliorer les estimations de l’exposition par les aliments, les organismes de recherche sur les aliments, y compris la Division de la recherche sur les aliments de la Direction des aliments de Santé Canada, continuent de travailler à obtenir des données sur la présence des SPFA dans diverses matrices alimentaires (p. ex., poisson, viande, aliments prêts à manger) à l’aide de méthodes qui ont été mises au point récemment (Rawn et coll. 2022a).

2.3 Sites contaminés par les mousses à formation de pellicule aqueuse

Les sites contaminés par les SPFA où les mousses à formation de pellicule aqueuse (mousses AFFF) ont été ou sont utilisées (p. ex., dans les zones d’entraînement à la lutte contre les incendies) représentent des « points chauds » où l’environnement peut être exposé aux SPFA. En outre, la population canadienne peut également être exposée aux SPFA par divers milieux de l’environnement en raison de l’utilisation de mousses AFFF. La contamination par les SPFA peut poser des risques pour la santé humaine et l’environnement non seulement sur le site contaminé (c'est‑à‑dire sur place), mais aussi hors site par une possible migration importante dans l’eau de surface et l’eau souterraine, ou par l’érosion éolienne ou la pulvérisation excessive de mousse AFFF. On a observé que les SPFA peuvent être transportées à de grandes distances (plus de 2 km) dans l’eau souterraine et l’eau de surface, ce qui peut toucher une vaste zone à partir d’une source ponctuelle unique de SPFA (Bhavsar et coll. 2016; CCME 2021a). Un exemple de site contaminé touché par les SPFA, à savoir une zone d’entraînement à la lutte contre les incendies dans un aéroport, est illustré dans le modèle conceptuel de site présenté ci‑dessous, à la figure 2 (SC 2021a). Ce modèle illustre des voies d’exposition possibles des humains dans un site contaminé par les SPFA en raison de l’utilisation ancienne de mousses AFFF. Les voies d’exposition possibles peuvent être l’ingestion d’eau potable contaminée, la consommation d’aliments traditionnels (p. ex., poisson, baies, végétation comestible) et/ou le contact direct avec du sol, de l’eau de surface, de l’eau souterraine, des sédiments et/ou d’autres milieux naturels.

Les sites contaminés fédéraux sont situés sur des terrains appartenant au gouvernement fédéral ou loués par celui‑ci, ou sur des terrains dont le gouvernement fédéral a accepté la responsabilité de la contamination. Il existe plus de 100 sites contaminés fédéraux où la contamination par les SPFA est confirmée ou présumée. Comme le montre la figure 3, ces sites sont présents dans toutes les provinces et tous les territoires. La plupart d’entre eux sont associés à l’utilisation ancienne et/ou actuelle de mousses AFFF, généralement lors d’activités associées à la lutte contre les incendies de carburant, y compris lors d’activités de formation et de l’entretien du matériel de lutte contre les incendies dans les aéroports et les installations militaires. Plusieurs SPFA (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFBS, PFHxS et SPFO) ont été détectées dans les eaux souterraines d’anciennes zones d’entraînement à la lutte contre les incendies en Colombie-Britannique, en Alberta, en Nouvelle-Écosse et en Ontario (Paterson et coll. 2008; Environmental Sciences Group 2015). D’autres sources de SPFA sur les sites contaminés fédéraux peuvent comprendre le lixiviat des sites d’enfouissement et l’épandage de biosolides provenant du traitement des eaux usées, ce dont il est question à la section 2.6. De nombreux sites fédéraux contaminés par des SPFA sont situés dans des zones où l’on dépend des ressources locales (p. ex., consommation d’eau potable provenant de puits privés d’eau souterraine, chasse, cueillette, pêche, agriculture à petite échelle et/ou commerciale, jardinage et activités de loisir).

On trouve également au Canada des sites contaminés par les SPFA, mais dont le gouvernement fédéral n’est pas responsable. Par exemple, les mousses AFFF utilisées dans l’industrie pétrolière et gazière et par les services municipaux de lutte contre les incendies peuvent avoir entraîné la libération de SPFA dans l’environnement. La contamination sur les terrains non fédéraux relève des autorités provinciales ou territoriales et/ou de l’autorité sanitaire locale (voir la section 8.1.4).

Comme l’illustre la figure 2, les SPFA détectées dans l’eau souterraine ou de surface d’un site contaminé peuvent être considérées comme mobiles et sont probablement transportées avec l’écoulement de l’eau souterraine ou de surface. D’autres voies de transport plausibles pour la migration hors site des SPFA peuvent également comprendre, entre autres, la migration dans les sols de surface, les sédiments, la poussière, les eaux de ruissellement et/ou de fonte des neiges contaminés (selon la topographie locale), ou encore la migration des SPFA des mousses extinctrices utilisées dans le passé sur le site (p. ex., pulvérisation excessive et transport par le vent).

Des recommandations et des valeurs préliminaires de SPFA ont été élaborées pour l’environnement (section 8.1.3). Il s’agit de valeurs de référence en dessous desquelles les concentrations de SPFA ne devraient pas poser de problème pour la santé humaine et/ou l’environnement. Par conséquent, on peut comparer les concentrations de SPFA mesurées dans l’environnement aux recommandations et aux valeurs préliminaires des SPFA afin d’en évaluer l’importance. Bien qu’on sache que de nombreuses SPFA sont présentes dans les mousses AFFF, il n’existe actuellement de recommandations et de valeurs préliminaires que pour quelques SPFA connues. En outre, il n’y a de recommandations et de valeurs préliminaires relatives aux SPFA que pour un nombre limité de milieux naturels et de voies d’exposition. Par conséquent, l’évaluation des SPFA sur les sites contaminés par les mousses AFFF peut sous-estimer les problèmes sanitaires et environnementaux possibles, comme il est indiqué à la section 8.1.4.

La section 6.1 traite de l’absorption des SPFA par les végétaux et de la bioaccumulation chez les animaux. D’après les conclusions d’une analyse de la documentation scientifique réalisée en 2018, la consommation de poisson, de crustacés et de mollusques constituerait la principale voie d’exposition humaine au SPFO et, dans une moindre mesure, à l’APFO (Intrinsik 2018). Cependant, il existe peu de données sur l’absorption des SPFA dans différents milieux naturels par les poissons, les crustacés, les mollusques et les mammifères en raison de la variabilité et de l’incertitude inhérentes aux données, ce qui est attribuable à divers facteurs, notamment la cinétique, l’écologie, la région, les tissus et les différences interspécifiques. À l’heure actuelle, les renseignements disponibles ne permettent pas d’utiliser de modèles génériques de transfert des SPFA (c'est-à-dire modèles utilisés pour prévoir le transfert des SPFA des milieux naturels vers des sources alimentaires) pour évaluer les risques que représentent les sites contaminés pour la santé humaine.

Santé Canada a commandé une revue de la documentation scientifique pour recenser les données disponibles concernant l’absorption des SPFA par les végétaux et la faune (Intrinsik 2018). D’après les conclusions de cette recension et les travaux plus récents dans ce domaine, les données sont encore insuffisantes pour étayer la modélisation de l’absorption des SPFA à partir du sol ou de l’eau d’irrigation par les sources d’alimentation (plantes cultivées, bétail et aliments prélevés dans la nature). Sur les sites contaminés où l’on consomme des aliments prélevés dans la nature et/ou où ont lieu des activités agricoles, la recommandation actuelle de Santé Canada est de procéder à l’échantillonnage des parties comestibles de la plante ou de l’animal pour déterminer la présence de SPFA afin de caractériser avec précision l’exposition et d’évaluer les risques.

2.4 Eau potable

Les SPFA peuvent être présentes à la fois dans les puits d’eau potable privés et l’approvisionnement public en eau potable. Aucune donnée publiée n’a été trouvée sur les concentrations de SPFA dans les puits privés au Canada. Comme les SPFA ne sont pas régulièrement surveillées dans les stations de traitement de l’eau au Canada, on dispose seulement de peu de données sur l’eau potable des municipalités. En 2022, les méthodes d’analyse validées et normalisées visant la quantification des SPFA dans l’eau potable permettent de mesurer 29 composés au total. Même si de nombreuses autres SPFA peuvent être présentes, elles ne peuvent être mesurées. Toutefois, l’élaboration de nouvelles méthodes qui permettront de mesurer un plus grand nombre de composés est en cours dans un grand nombre de pays. En 2009‑2010, Santé Canada a mené une enquête nationale sur la présence de contaminants émergents dans l’eau potable comprenant le PFHxA, l’APFO, le PFNA, le PFBS, le PFHxS et le SPFO (Santé Canada 2013b). L’eau de source et l’eau traitée provenant d’eaux souterraines et d’eaux de surface (rivières et lacs) ont fait l’objet d’une surveillance dans tout le Canada en été et en hiver à 35 endroits en 2009 et à 30 endroits en 2010. Dans l’ensemble, parmi les 6 SPFA, c’est l’APFO qui a été le plus fréquemment détecté. En 2009, l’APFO a été détecté (seuil de détection de la méthode [SDM] de 0,02 ng/L) dans 68 % (été; moyenne de 0,067 ng/L) et dans 59 % (hiver; moyenne de 0,057 ng/L) des échantillons d’eau de source, et dans 64 % (été; moyenne de 0,071 ng/L) et dans 55 % (hiver; moyenne de 0,056 ng/L) des échantillons d’eau traitée. En 2010, les taux d’APFO détecté étaient plus faibles : 18 % à 33 % dans l’eau de source (moyenne de 0,066 ng/L) et 15 % à 27 % dans l’eau traitée (moyenne de 0,055 ng/L) (Santé Canada 2013b). Les concentrations maximales d’APFO, lorsque détectées, étaient de 0,22 ng/L dans les échantillons d’eau de source et de 0,18 ng/L dans les échantillons d’eau traitée. Le PFHxA (SDM de 0,05 ng/L) a été détecté dans 40 % des échantillons prélevés à l’hiver 2009 (moyenne de 16 ng/L) et dans 25 % des échantillons prélevés à l’hiver 2010 (moyenne de 17 ng/L). La substance a été détectée moins souvent en été, à 15 % (moyenne de 0,10 ng/L) et à 3 % (moyenne de 14 ng/L) en 2009 et 2010, respectivement. Les 4 autres SPFA, y compris le SPFO, ont été rarement détectées, malgré les faibles seuils de détection de la méthode qui variaient de 0,03 ng/L à 0,15 ng/L (Santé Canada 2013b).

Dans 7 sites du Québec, des échantillons d’eau de source et d’eau traitée ont été prélevés chaque mois entre avril 2007 et mars 2008. L’APFO a été détecté dans 75 % des échantillons d’eau traitée (SDM de 0,3 ng/L à 0,6 ng/L), à une valeur médiane de 2,5 ng/L et à une valeur maximale de 98,0 ng/L. Le SPFO a été détecté dans 52 % des échantillons d’eau traitée (SDM de 0,3 ng/L à 0,6 ng/L), à une valeur médiane de 1,0 ng/L (valeur maximale de 3,0 ng/L). Le PFNA et le PFUDA ont également été détectés dans quelques échantillons (Berryman et coll. 2012).

Entre 2016 et 2021, des échantillons ont été prélevés dans 41 systèmes de traitement de l’eau potable au Québec et analysés pour rechercher 18 SPFA (PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFBS, PFHxS, PFHpS, SPFO, PFDS, FHUEA, FOUEA, FTS 4:2, FTS 6:2, FTS 8:2). Des échantillons ont été prélevés dans les systèmes de traitement de l’eau de surface et de l’eau souterraine, et les analyses de l’eau souterraine ont été ajoutées en 2018 (MELCC 2022). Les seuils de détection variaient de 0,5 ng/L à 5 ng/L dans les échantillons d’eau brute et de 0,3 ng/L à 5 ng/L dans les échantillons d’eau traitée. Parmi les 18 SPFA analysées, 6 (PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA et SPFO) ont été détectées dans au moins 10 % des échantillons prélevés. Les données de 2016 ont montré une diminution des concentrations maximales d’APFO et de SPFO (6 ng/L et 3 ng/L, respectivement) par rapport aux concentrations maximales dans les eaux de surface pour les mêmes sites échantillonnés en 2007‑2008 (66 ng/L pour l’APFO et 8,8 ng/L pour le SPFO). Dans le fleuve Saint‑Laurent et d’autres cours d’eau, 5 substances (PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA et SPFO) ont été détectées dans au moins 30 % des échantillons. Ce sont l’APFO et le PFHxA qui ont été détectés le plus souvent (72 % et 59 %, respectivement). Ces deux substances présentaient une concentration maximale de 6 ng/L. Dans le lac Memphrémagog, l’APFO (2 ng/L) et le PFHxA (3 ng/L) ont été détectés dans l’eau brute. Les deux substances ont été détectées dans l’eau potable traitée à raison de 1 ng/L chacune. Dans les sources d’eaux souterraines, le PFPeA (concentration maximale de 48 ng/L) et le PFHxA (concentration maximale de 30 ng/L) ont été trouvés dans 14 % et 17 % des échantillons, respectivement, tandis que l’APFO (concentration maximale de 4 ng/L) et le SPFO (concentration maximale de 3 ng/L) ont été trouvés dans 6 % et 4 % des échantillons (MELCC 2022).

Une étude menée sur les échantillons d’eau du robinet à Niagara-on-the-Lake, en Ontario, a révélé une moyenne arithmétique de concentration (sur 5 échantillons) de 2,1 ng/L pour l’APFO et de 3,3 ng/L pour le SPFO, et la détection des substances PFBA, PFHxA, PFHpA, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS, PFEtS, PFOSA et PFPeA (Mak et coll. 2009). De 2016 à 2019, le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario a détecté la présence et mesuré la concentration de 14 SPFA (PFBS, PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFHxS, SPFO, PFDS et PFOSA) dans 25 réseaux d’approvisionnement en eau potable en Ontario (Kleywegt et coll. 2020). Le SDM variait de 0,5 ng/L à 1 ng/L, et les résultats inférieurs au SDM ont été remplacés par une valeur égale à la moitié du SDM. Les substances PFUnDA, PFDoDA, PFDS et PFOSA n’ont pas été détectées dans les échantillons d’eau de source ou d’eau potable traitée. Les composés les plus fréquemment détectés dans l’eau potable en Ontario étaient l’APFO (73 %; concentration médiane de 1,1 ng/L), le PFBA (67 %; concentration médiane de 2,4 ng/L), le PFHxA (54 %; concentration médiane de 1,3 ng/L), le PFPeA (51 %; concentration médiane de 1,0 ng/L) et le SPFO (50 %; concentration médiane de 0,63 ng/L). En 2017 et 2018, aucune des analyses préliminaires additionnelles des SPFA sur 635 échantillons d’eau potable provenant de 13 systèmes d’approvisionnement en Ontario n’a permis de détecter de SPFA distinct à un seuil de détection préliminaire de 10 ng/L (Kleywegt et coll. 2020).

Des concentrations médianes similaires des substances APFO, PFBA, PFHxA, PFPeA et SPFO ont été relevées dans des échantillons d’eau potable provenant de 19 sites situés autour du lac Ontario et du fleuve Saint‑Laurent (n = 8) et d’autres lacs et petits cours d’eau au Canada (n = 11). Les concentrations de SPFA variaient de 1,0 ng/L (PFPeA) à 3,5 ng/L (SPFO). Ces valeurs étaient semblables à celles mesurées dans les échantillons d’eau du robinet prélevés entre février 2015 et juin 2015 dans des villes canadiennes. Parmi les autres SPFA fréquemment détectées figuraient le PFBA (95 %) ainsi que le PFHxS et le SPFO (tous deux à 89 %), tandis que les substances PFPeA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA et PFBS ont été détectées dans au moins 84 % des échantillons. Les composés détectés le plus rarement dans les eaux canadiennes étaient le FOSA (53 %), le FTSA 6:2 (37 %) et le FTCA 5:3 (11 %), ainsi que le PFUnDA, le PFDoDA et le FTCA 7:3, chacun ayant été détecté dans moins de 10 % des échantillons. Selon une approche d’évaluation préliminaire qualitative, les substances FBSA, FHxSA, PFECHS et PFPeS étaient occasionnellement présentes dans l’eau du robinet (concentration variant d’une concentration inférieure au seuil de détection de 1,2 ng/L), tandis que le PFEtS, le PFPrS et le PFPeS étaient en concentrations inférieures au seuil de détection dans tous les échantillons au Canada. Le seuil de détection pour l’eau du robinet allait de 0,01 ng/L à 0,08 ng/L (Kaboré et coll. 2018).

2.5 Air et poussière à l’intérieur

Les composés SPFA ont été mesurés dans l’air et la poussière à l’intérieur dans des milieux résidentiels et non résidentiels (p. ex., garderies et casernes de pompiers) au Canada et dans d’autres pays (États‑Unis, Irlande, Belgique, Italie, Espagne, Norvège, Finlande et Chine) (de la Torre et coll. 2019; Haug et coll. 2011; Harrad et coll. 2019; Winkens et coll. 2018; Wu et coll. 2020; Yao et coll. 2018; Zheng et coll. 2020). Ces études ont, pour la plupart, été menées à l’échelle régionale et ont recensé quelque 70 SPFA en tout. Les sources de SPFA dans les milieux intérieurs comprennent les tapis, les moquettes, les cires pour planchers traités, les planchers de pierre et de bois traités, les emballages d’aliments, les cosmétiques, les matériaux de construction, le mobilier, les produits en papier, les vêtements, les insecticides et les produits électroniques (Morales-McDevitt et coll. 2021; Liu et coll. 2015; Savvaides et coll. 2021).

Au Canada, quatre études ont porté sur les concentrations de SPFA dans l’air de 271 maisons dans 3 villes (Ottawa, Vancouver, Edmonton) de 2002 à 2008 (Beesoon et coll. 2012; Makey et coll. 2017; Shoeib et coll. 2005, 2011). Dans l’ensemble, les données indiquent que les FTOH (FTOH 8:2, 6:2 et 10:2), suivis par les FOSA (MeFOSA, EtFOSA) et des FOSE (MeFOSE, EtFOSE), semblent être les plus présents dans les échantillons d’air prélevés dans les foyers canadiens.

En ce qui concerne la présence de SPFA dans la poussière, six études ont mesuré les concentrations de SPFA dans la poussière de 308 foyers canadiens dans trois villes (Ottawa, Toronto, Vancouver) entre 2002 et 2015 (De Silva et coll. 2012; Eriksson et Kärrman 2015; Karaskova et coll. 2016; Kubwabo et coll. 2005; Shoeib et coll. 2005, 2011). En comparant l’exposition par inhalation et par ingestion de poussière, on a constaté que l’inhalation était la principale voie d’exposition aux SPFA neutres et ioniques chez les adultes, tandis que chez les tout-petits, l’absorption par ingestion de poussière est plus pertinente en raison de la fréquence plus élevée des contacts main‑bouche (Shoeib et coll. 2005, 2011). Les SPFA les plus abondantes dans la poussière de maison étaient les suivantes : diPAP, SPFO, APFO, PFNA, PFHxA, PFHpA, PFDS, PFHxS, PFDoDA, MeFOSE, EtFOSE, MeFOSA, EtFOSA, FTOH 6:2, FTOH 8:2 et FTOH 10:2. Dans le cas des diPAP, les homologues les plus abondants étaient les diPAP 6:2, diPAP 6:2/8:2, diPAP 8:2, 8:2/12:2 diPAP et diPAP 10:2 (De Silva et coll. 2012; Eriksson et Kärrman 2015).

2.6 Déchets et produits en fin de vie

Les SPFA sont présentes dans une grande variété de produits de consommation et de produits industriels. On s’attend comme devenir à ce que ces produits soient éliminés dans des sites d’enfouissement de DSM ou des incinérateurs de DSM.

2.6.1 Sites d’enfouissement

L’élimination des produits et des matériaux qui contiennent des SPFA, dont des sols et des biosolides contaminés par les SPFA, dans les sites d’enfouissement peut devenir une voie indirecte de rejet dans l’environnement. Les SPFA peuvent être lessivées de ces produits et matériaux et s’accumuler dans le lixiviat des sites d’enfouissement pour être libérées finalement dans l’environnement, même si ces lixiviats sont acheminés vers un système de traitement des eaux usées. D’autres installations d’élimination des déchets solides, comme les installations de compostage, les parcs à ferrailles et les installations de recyclage, peuvent également être une source de rejet dans l’environnement. Les responsabilités en matière de gestion des déchets au Canada sont présentées à la section 8.1.5. Les concentrations de SPFA dans le lixiviat des sites d’enfouissement sont traitées à la section 4.2.3.

La plupart des sites d’enfouissement surveillés rejettent des lixiviats non traités dans les stations de traitement des eaux usées (STEU). Environ 87 % du lixiviat produit par les grands sites d’enfouissement au Canada (c'est‑à‑dire les sites autorisés à recevoir plus de 40 000 tonnes de DSM par année) est dirigé vers les STEU municipaux et 7,1 % sont traités sur place avant d’être rejetés. Le reste du lixiviat généré (environ 5,5 %), provenant généralement de petits sites d’enfouissement non aménagés dont la surveillance environnementale est limitée, est rejeté directement dans l’environnement où il est transporté par les eaux souterraines ou de surface sans traitement.

Les sites d’enfouissement de DSM, dont les panaches pollués par les lixiviats peuvent s’étendre sur plus de 1 km, sont une source connue de contamination de l’eau souterraine (Christensen et coll. 2001). De nombreux types de contaminants nouvellement préoccupants, notamment des SPFA, ont été trouvés dans le lixiviat de sites d’enfouissement municipal actifs et fermés. Il en est question à la section 4.2.3.

En ce qui concerne les rejets dans l’atmosphère par les sites d’enfouissement, les données de surveillance montrent que les SPFA se déposent à sec dans les zones situées sous le vent des sites d’enfouissement, ce qui indique que les émissions fugitives et ponctuelles pourraient être des sources. On pense que le torchage des gaz d’enfouissement ne détruit que partiellement les SPFA. Tian et coll. (2018) ont mesuré directement la teneur en SPFA des gaz d’enfouissement en Chine et ont constaté que les concentrations variaient de 650 pg/m³ à 850 pg/m³ de gaz d’enfouissement.

2.6.2 Incinération

Il est possible que les SPFA ne se décomposent pas complètement lors de l’incinération à des températures inférieures à 1 000 ℃, ce qui peut entraîner la formation d’autres composés fluorés volatils. Les données indiquent que les températures de 1 000 ℃ et plus, notamment celles que l’on trouve dans les incinérateurs de DSM, sont suffisantes pour détruire (c'est‑à‑dire minéraliser) les composés fluorés les plus résistants. Cependant, d’autres données sont nécessaires sur les temps de séjour optimaux pour assurer une destruction suffisante et/ou complète des SPFA, y compris la décomposition des groupements -CF₂- très stables, tout en évitant la formation d’autres composés (Yamada et coll. 2005).

En raison de la grande variété de produits qui contiennent ces substances, il est raisonnable de supposer que la fraction des SPFA qui est incinérée est égale à la fraction totale des déchets incinérés au Canada. Selon une étude réalisée en 2012 par Cheminfo Services Inc., le pourcentage de DSM éliminés dans les sites d’enfouissement au Canada (en 2008) serait de 96 %, tandis que 4 % seraient éliminés par incinération. Comme ce chiffre est probablement représentatif des données actuelles, on peut supposer que 4 % des SPFA sont incinérées, tandis que les 96 % restants sont envoyés dans des sites d’enfouissement où elles pourraient être libérées dans l’environnement (Cheminfo Services Inc. 2012).

2.6.3 Compost

Les SPFA sont persistantes lorsqu’elles sont compostées et peuvent s’accumuler dans le sol et être absorbées par certaines plantes cultivées (voir la section 6.1), ainsi que par le réseau trophique naturel. On s’attend à ce que le compost fabriqué à partir de produits en papier à usage unique ou de déchets alimentaires contenant des SPFA soit contaminé par des SPFA.

Une étude réalisée par Lazcano et coll. (2020) a révélé la présence de 17 SPFA, dont l’APFO et le SPFO, dans 13 produits biosolides offerts dans le commerce, 6 composts de matières organiques (fumier, champignons, tourbe et bois non traité) et 1 compost de déchets alimentaires et de résidus de jardin. Les produits à base de biosolides présentaient des concentrations de SPFA allant de 9 à 199 microgrammes par kilogramme (µg/kg, ppb), tandis que les composts fabriqués à partir de diverses combinaisons de déchets alimentaires, de résidus de jardin et d’autres matières organiques présentaient des concentrations de SPFA comprises entre 0,1 µg/kg et 18,5 µg/kg.

2.6.4 Systèmes de traitement des eaux usées et biosolides

Les STEU municipales constituent des voies de pénétration des SPFA dans les milieux aquatiques, par suite du rejet des effluents traités, et dans le milieu terrestre, par suite de l’application de biosolides aux sols comme amendements. Par ces deux voies, les SPFA peuvent pénétrer dans les eaux souterraines, par exemple, par filtration sur berge et infiltration d’eau dans le sol, respectivement. Le Programme national de surveillance des eaux usées d’ECCC recueille les concentrations de SPFA entrant dans les STEU municipales, évalue le devenir de ces substances dans les chaînes liquides et solides de différents types de procédés de traitement habituellement utilisés au Canada, et détermine les concentrations des SPFA libérés dans les effluents des STEU et les résidus solides. Ces études sont présentées à la section 4.2.4. Par suite du traitement des eaux usées sur place (c'est‑à‑dire par les systèmes septiques), les effluents liquides sont rejetés d’un champ d’épuration profond, tandis que les biosolides présents dans les fosses septiques peuvent être épandus sur le sol. Les deux voies peuvent avoir un effet sur l’eau souterraine.

De nombreuses SPFA ont été mesurées dans les influents et les effluents de STEU (Guerra et coll. 2014; Lenka et coll. 2021), les effluents de fosses septiques (Subedi et coll. 2015) et les biosolides produits par des STEU (EFSA 2020; Lakshminarasimman et coll. 2021). Des APFA peuvent également être formés pendant le traitement des eaux usées, probablement par suite de la transformation de précurseurs non mesurés qui entrent dans les STEU (Guerra et coll. 2014). La quantité d’APFA formés varie en fonction de la température du procédé et du type de traitement, les taux de formation étant plus élevés dans les STEU à procédés biologiques dont les temps de rétention et températures hydrauliques sont plus élevés (Guerra et coll. 2014). En outre, les concentrations de certains APFA sont plus élevées dans les biosolides stabilisés finaux que dans les boues brutes dans certaines STEU, probablement en raison de la transformation de précurseurs non mesurés pendant le traitement des biosolides (Lakshminarasimman et coll. 2021). Les concentrations de SPFO et d’APFO peuvent augmenter pendant les procédés de traitement biologique en raison de la transformation incomplète de leurs précurseurs (Sinclair et Kannan 2006; Guerra et coll. 2014; Lenka et coll. 2021). La transformation des SPFA est décrite à la section 3.2.3.

Les SPFA peuvent être absorbées par les plantes cultivées dans des champs agricoles, l’accumulation variant en fonction des concentrations de ces substances dans le sol, de la longueur de la chaîne carbonée de la SPFA, du groupe fonctionnel, de l’espèce et de la variété du végétal, ainsi que des caractéristiques du sol et des biosolides épandus (Ghisi et coll. 2019) (voir la section 6.1). L’EFSA (2020) a indiqué que le PFBS, le PFHpA et le PFBA étaient disponibles pour absorption par les végétaux par le système racinaire, l’absorption ayant été constatée dans les pousses de pois et le céleri cultivés dans un sol amendé par des biosolides. Cependant, comme il est précisé à la section 2.2, les concentrations de SPFA dans les aliments vendus au détail sont généralement inférieures au seuil de détection.

2.7 Tendances en matière de substitution

Parmi les principales tendances en matière de substitution des agents tensioactifs fluorés, mentionnons le remplacement par des fluorotélomères à C6 provenant de précurseurs APFC-LC à longueur de chaîne variable et le remplacement du SPFO par des produits à base de PFBS (ACC 2022; 3M 2002). Des agents tensioactifs à base d’acide éther polyfluoré, comme ADONA et GenX, ont également été utilisés pour remplacer l’APFO comme auxiliaire de traitement des fluoropolymères (ITRC 2020b).

Une analyse rétrospective des substances déclarées importées ou fabriquées au Canada conformément au RRSN met en évidence les cas de substitution au fil des ans et illustre la façon dont l’industrie intervient pour remplacer les substances dangereuses (approche également connue sous le nom de substitution éclairée). Les déclarations de substances nouvelles peuvent donner un aperçu des nouvelles substances introduites en tant que substituts possibles. Le gouvernement du Canada peut utiliser d’autres méthodes (p. ex., les enquêtes menées en vertu de l’article 71 de la LCPE) pour obtenir des données sur les nouvelles utilisations pouvant pointer vers des substitutions et permettre de donner la priorité pour l’évaluation de certaines substances.

Après la mise en place d’interdictions visant quatre nouvelles substances à base de télomères fluorés (précurseurs d’APFC) en 2004, aucune autre substance perfluoroalkylée d’une longueur de chaîne carbonée égale ou supérieure à C8 n’a été déclarée conformément au RRSN (figure 4). Cela pourrait indiquer que l’industrie avait déjà opéré une transition pour remplacer ces substances au moment où le Plan d’action pour l’évaluation et la gestion des acides perfluorocarboxyliques (APFC) et leurs précurseurs et les modifications au RCSTI ont été publiés en 2006 et 2016, respectivement. Le remplacement de ces substances a été accompagné d’une augmentation des déclarations de SPFA à chaîne courte.

Lorsqu’une nouvelle substance est déclarée conformément au RRSN, l’importateur ou le fabricant doit indiquer la quantité prévue de la substance qui sera importée ou fabriquée au Canada. Ces valeurs sont fournies pour l’année de la déclaration et, lorsqu’elle est connue, la quantité maximale sur une période de 12 mois au cours des 3 années suivantes est déclarée. À l’exception des quantités déclarées présentes dans des agents de gonflement et des frigorigènes, qui sont généralement élevées certaines années, les quantités de nouvelles SPFA polymères déclarées conformément au RRSN sont généralement similaires et relativement constantes, soit 10 000 kg/an et 30 000 kg/an, environ, pour les nouvelles SPFA importées ou fabriquées au Canada.

3. Caractéristiques principales et comportement des SPFA dans l’environnement

La présente section vise à résumer les principales propriétés physico-chimiques et le devenir des SPFA. Le concept de précurseurs des SPFA (c’est-à-dire des SPFA capables de se transformer en SPFA plus simples et stables dans l’environnement, p. ex., les APFA), est également examiné. Les propriétés générales de ces SPFA contribuent à leur répartition, leur persistance et leur mobilité dans l’environnement, ainsi qu’à leurs caractéristiques facilitant leur transport à grande distance dans l’environnement.

Le fluor a une électronégativité élevée, une faible polarisabilité et un petit rayon atomique. Les effets combinés se traduisent par une forte liaison carbone-fluor (environ 108–120 kcal/mole), ce qui rend cet atome extrêmement stable. Les fluorocarbures sont des substances chimiques résistantes à la chaleur et aux attaques biologiques et chimiques. Grâce à leur faible énergie de surface et à leurs faibles interactions intermoléculaires, ils sont à la fois hydrophobes et lipophobes. Ce sont ces caractéristiques qui constituent des fonctionnalités souhaitables dans de nombreuses applications où l’on recherche une protection des surfaces, une résistance chimique, une stabilité thermique et des propriétés antiadhérentes.

Les molécules complexes de SPFA, telles que les polymères perfluoroalkylés à chaîne latérale ou les composés de sulfonamidoéthanol, contiennent la partie SPFA persistante, bien que d’autres parties de la molécule peuvent être transformées et libérer une SPFA acide stable. Les SPFA complexes qui peuvent donner des SPFA persistantes plus simples sont appelées précurseurs. Dans le cas des fluoropolymères, il a été avancé que les différentes étapes de leur cycle de vie doivent être prises en compte dans l’examen des répercussions possibles sur l’environnement et la santé humaine, de même que les auxiliaires technologiques à base de SPFA utilisés dans leur production, la présence de monomères/oligomères dans les produits, et leur fin de vie, notamment leur devenir dans les sites d’enfouissement et lors de l’incinération (Lohmann et coll. 2020).

Bien que les précurseurs puissent présenter un éventail de propriétés physico-chimiques variant partiellement en fonction des parties non fluorées de la molécule, les SPFA plus simples ont des propriétés physico-chimiques dont les caractéristiques du devenir sont bien comprises. Ces propriétés sont décrites à la section 3.1.

3.1 Quelques propriétés physico-chimiques

Solubilité dans l’eau : Diverses estimations du pKa (c’est-à-dire la constante de dissociation de l’acide) de l’APFO ont été obtenues (p. ex., Brace 1962; Goss et coll. 2008; Steinle-Darling et Reinhard 2008; Vierke et coll. 2013), bien que l’on pense que la valeur réelle se situe entre 1 et 2. Par conséquent, dans l’environnement, l’APFO se trouve principalement sous la forme de sa base conjuguée, l’anion perfluorooctanoate. La solubilité dans l’eau de cette base conjuguée est de 3,5 g/L à 20 ℃ (EC, SC 2012). De même, l’anion de la base conjuguée du SPFO, le sulfonate de perfluorooctane, est la forme la plus courante aux pH de l’environnement et du corps humain. La solubilité dans l’eau du sel de potassium du SPFO serait de 519 mg/L à 680 mg/L (EC 2006). Liu et Lee (2005, 2007) ont indiqué des solubilités dans l’eau de 974, 18,8, 0,224 et 0,011 mg/L à 22 ℃pour les FTOH 4:2, 6:2, 8:2 et 10:2, respectivement. Dans une revue de la documentation scientifique, Ding et Peijnenburg (2013) ont rapporté, pour certaines SPFA, des solubilités dans l’eau, déterminées expérimentalement, variant de 0,011 mg/L à 5,66 × 10⁴ mg/L.

Avec une queue fluorocarbonée hydrophobe et lipophobe et une tête polarisée, ces acides présentent un comportement tensioactif et peuvent s’agréger en micelles en concentration supérieure à la concentration micellaire critique.

Log K_oe : Comme les acides SPFA se comportent comme des agents tensioactifs, les valeurs du coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) sont difficiles à déterminer expérimentalement, car les molécules s’agrègent à l’interface octanol-eau. De nombreuses valeurs de log K_oe rapportées sont calculées pour la forme neutre des molécules. Comme la forme neutre n’est pas présente dans les conditions environnementales normales, ces valeurs sont d’une utilité limitée pour décrire leur devenir dans l’environnement ou leur potentiel de bioaccumulation.

Log K_co : En ce qui concerne les acides SPFA, les valeurs du coefficient d’adsorption ou de désorption à l’interface carbone organique-eau varient partiellement en fonction de la longueur de la chaîne fluorocarbonée. Les acides SPFA à chaîne courte ont généralement des valeurs log K_co plus faibles, d’où une plus grande affinité pour l’eau, alors que les acides SPFA à longue chaîne peuvent se répartir préférentiellement dans le sol et les sédiments. Pour ces raisons, les SPFA à chaîne courte sont plus mobiles dans les eaux souterraines.

Pression de vapeur et constante de la loi d’Henry : La pression de vapeur du sel de potassium du SPFO est de 3,31 × 10^-4 Pa à 20 ℃ et sa constante de la loi d’Henry est de 3,45 × 10^-4 Pa m³/mol (EC 2006), ce qui indique une faible probabilité que la substance se répartisse dans l’air et soit transportée dans l’atmosphère. Pour la forme acide de l’APFO, la pression de vapeur calculée et la constante de la loi d’Henry sont respectivement de 2,2 Pa et 2,4 Pa m³/mol, ce qui indique une faible probabilité de transport atmosphérique (EC, SC 2012).

Même si les acides eux‑mêmes ne sont pas susceptibles d’être transportés dans l’atmosphère, les précurseurs volatils sont plus sujets au transport dans l’environnement. Par exemple, bien que la volatilité du SPFO soit faible, plusieurs précurseurs du SPFO sont considérés comme volatils, comme l’alcool N-EtFOSE, qui a une pression de vapeur de 0,5 Pa et une constante de la loi d’Henry de 1 930 Pa m³/mol. Lorsqu’ils sont présents dans les produits ou utilisés dans des procédés industriels, les précurseurs de SPFA volatils peuvent se volatiliser dans l’atmosphère et parcourir de grandes distances avant d’être transformés en formes non volatiles, comme les APFA. Ces précurseurs volatils contribuent à la présence répandue des SPFA dans l’environnement, y compris dans les régions éloignées comme l’Arctique (Muir et coll. 2019).

Les alcools fluorotélomères sont des précurseurs des acides perfluorocarboxyliques (APFC, ce qui comprend l’APFO). La pression de vapeur des FTOH C₆-C₁₂ varie de 144 Pa à 992 Pa à 25 ℃ (Stock et coll. 2004), la constante de la loi d’Henry pour le FTOH 8:2 étant estimée à 3 506 Pa m³/mol (Xie et coll. 2013). Ces précurseurs volatils sont répartis dans le monde entier et peuvent également être transformés en APFC par réaction avec des radicaux hydroxyles (Ellis et coll. 2004), ce qui contribue à la grande dispersion des acides résultants.

3.2 Devenir et comportement dans l’environnement

Le devenir et le comportement des SPFA dans l’environnement décrivent ce qu’il advient de ces substances lorsqu’elles sont libérées ou rejetées dans l’environnement. Le comportement de ces substances dans l’environnement est tributaire de leurs propriétés physico-chimiques, qui peuvent varier selon les différentes SPFA. Dans la présente section, nous examinons le devenir et la répartition des SPFA dans divers milieux, leur persistance et leur transport à l’intérieur des milieux et entre ceux-ci, y compris le transport à grande distance dans l’environnement. Nous nous attardons aux SPFA qui sont bien étudiées sur le plan du devenir et du comportement dans l’environnement. Le devenir de certaines nouvelles SPFA (p. ex., les PFPA, les PFPiA, les PAP) dans l’environnement est beaucoup moins compris (Guo et coll. 2020). Par conséquent, la présente section ne traite pas de ces SPFA en détail.

3.2.1 Devenir dans l’environnement

En raison de la queue fluoroalkylée et du groupe (tête) polaire des SPFA ioniques (c’est-à-dire qu’elles sont principalement ionisées aux pH de l’environnement, comme les APFA), les propriétés de répartition et les interactions électrostatiques des SPFA ioniques peuvent dicter leur répartition et l’étendue de leur présence dans l’environnement. Leur tête étant hydrophile, les APFA peuvent présenter une solubilité élevée dans l’eau et ainsi permettre à la substance chimique d’interagir et de se disperser dans l’eau. Ce phénomène, associé à une pression de vapeur négligeable, explique pourquoi les APFA se répartissent principalement dans l’eau de surface, l’eau du sol et l’eau souterraine (Prevedouros et coll. 2006). En outre, les APFA s’accumulent généralement à l’interface air-eau en raison de leurs propriétés tensioactives (c’est-à-dire que leur groupe ou tête hydrophiles se dissout dans l’eau, tandis que leur queue hydrophobe s’oriente vers l’air; Costanza et coll. 2019), ce qui entraîne une rétention dans la zone non saturée. De plus, les profondeurs de l’océan et les sédiments vers lesquels les APFA sont transportés sont considérés comme des puits environnementaux d’APFA, étant donné que le temps de séjour de cette substance dans l’environnement est très long (Prevedouros et coll. 2006).

La teneur en carbone organique du sol et des sédiments, ainsi que la longueur de la chaîne alkyle sont fortement corrélées à la sorption de nombreuses SPFA, ce qui révèle l’importance des interactions hydrophobes (Higgins et Luthy 2006; Liu et Lee 2005). En règle générale, la sorption par le carbone organique augmente avec la longueur de la chaîne fluoroalkyle des SPFA ioniques et non volatiles. Zhao et coll. (2016) ont examiné la répartition des SPFA dans un cours d’eau et ont constaté que les APFA à chaîne courte se trouvaient principalement dans l’eau, tandis que les APFA à longue chaîne étaient présents dans les particules en suspension et les sédiments. Une étude de carottes de sédiments réalisée par Ahrens et coll. (2009) a également permis d’établir que les APFC à chaîne courte étaient uniquement présents dans l’eau interstitielle, tandis que les APFC à chaîne plus longue (C ≥ 11) étaient exclusivement présents dans les sédiments. De plus, la répartition et la sorption varient en fonction des propriétés des groupes fonctionnels présents (ITRC 2020a). À un pH supérieur à 3, la plupart des APFA existent à l’état anionique dans l’environnement. Par conséquent, en général, les APFA dans l’environnement repoussent les sols naturels chargés négativement et sont sorbés par les minéraux chargés positivement. Par exemple, Higgins et Luthy (2006) ont déterminé que la sorption des substances perfluoroalkyliques (p. ex., les APFC, les APFS, les FASA) par les sédiments augmentait à des concentrations plus élevées de Ca²⁺. Cependant, des différences ont été constatées dans la sorption des APFA selon leurs groupes fonctionnels, comme les PFPA qui sont davantage sorbés par le sol que les APFC de même longueur de chaîne (ECHA 2022b; Lee et Mabury 2017). La sorption des SPFA cationique et zwitterioniques par le sol et les sédiments a été beaucoup moins étudiée que les espèces anioniques des SPFA. Cependant, des études récentes ont montré que, en raison de leurs interactions électrostatiques, les SPFA cationiques et zwitterioniques sont plus fortement sorbées par les sols et les sédiments que les SPFA anioniques (Barzen-Hanson et coll. 2017; Nickerson et coll. 2021; Xiao et coll. 2019). Il est important de noter qu’en général, le potentiel de sorption (c’est-à-dire la longueur de la chaîne et le groupe fonctionnel), mis en évidence par différentes SPFA, ne signifie pas que certaines SPFA ne sont pas sorbées, mais plutôt que la sorption peut se produire dans une moindre mesure par rapport aux SPFA fortement sorbantes.

Les SPFA ioniques ne sont pas souvent présentes dans l’air en raison de leur grande solubilité dans l’eau, de leur faible pression de vapeur et de leur faible constante de la loi d’Henry. Sous leur forme anionique, moins volatile, les APFA peuvent s’adsorber sur des particules en suspension dans l’air (ITRC 2021a). En outre, d’autres SPFA neutres (p. ex., celles à base de fluorotélomères) peuvent avoir une plus grande volatilité en raison des groupes fonctionnels qu’elles possèdent (p. ex., des alcools) et peuvent davantage être trouvées dans l’atmosphère.

3.2.2 Persistance

D’une manière générale, les SPFA sont extrêmement persistantes dans l’environnement (c’est-à-dire qu’elles ont une longue demi‑vie^{Note de bas de page 2}), car les groupements fluorocarbures (essentiellement le -CF₂-) sont très stables et résistent à la biodégradation, à l’hydrolyse, à la photolyse et à la thermolyse. La grande majorité de ces substances chimiques dites « éternelles » sont non décomposables ou, dans les cas où ces mécanismes de transformation peuvent agir sur d’autres parties de molécules SPFA plus complexes, les produits de transformation stables des SPFA sont persistants dans l’environnement (Cousins et coll. 2020a). Cette extrême persistance des SPFA est due à leurs liaisons carbone-fluor, qui, comme nous l’avons décrit précédemment, sont les liaisons carbone-halogène les plus fortes de la nature. La liaison carbone-fluor contribue à la faible polarisabilité et aux énergies de liaison élevées des SPFA, qui augmentent avec le degré de fluoration.

La plupart des données actuelles sur la persistance portent sur un nombre restreint de SPFA bien étudiées. Par conséquent, les renseignements présentés dans la présente section portent sur le SPFO et l’APFO. Cependant, on pense que la grande majorité des SPFA est très persistante (Cousins et coll. 2020a, 2020b) et que les substances d’un même sous-groupe de SPFA peuvent être considérées comme étant également persistantes (ECHA 2022b).

Pour le SPFO, on a déterminé que la demi‑vie dans l’eau est inférieure à 41 ans par hydrolyse, valeur estimée en faisant varier le pH de 1,5 à 11,0 et en fixant la température à 50 °C pour faciliter l’hydrolyse (Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants 2006). Aucune biodégradation n’a été constatée dans les études sur le SPFO présent dans des boues d’épuration activées, des cultures dans les sédiments et des cultures de sol. De plus, l’APFO ne devrait pas être fortement décomposé dans les conditions environnementales ni subir de décomposition biotique ou abiotique importante ou d’hydrolyse (EC, SC 2012). Il a également été établi que l’APFO avait une demi‑vie d’environ 235 ans dans l’eau, par hydrolyse (3M 2001, mentionné dans la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants 2016). Bien qu’il y ait peu d’études trouvées dans la documentation scientifique, on s’attend à ce que les PFECA et les PFESA (des substituts aux APFA à longue chaîne) soient probablement très persistants dans l’environnement (Wang et coll. 2015a). Comme nous le verrons plus en détail à la section 3.2.3, certaines SPFA sont capables de libérer des APFA dans l’environnement lors de leur transformation. Cependant, ce processus peut être lent pour certains précurseurs dans les conditions abiotiques. Washington et Jenkins (2015) ont examiné l’hydrolyse abiotique d’un polymère d’acrylate à base de fluorotélomères offert dans le commerce, et ont obtenu des demi‑vies variant de 55 à 89 ans. Les données actuelles indiquent que de nombreuses SPFA resteront longtemps dans l’environnement, avec pour conséquence qu’elles pourraient atteindre des concentrations nettement plus élevées par rapport aux produits chimiques à courte durée de vie qui sont libérés en mêmes quantités (Cousins et coll. 2019).

3.2.3 Transformation

Les substances polyfluoroalkyliques (p. ex., les fluorotélomères, les éthers polyfluoroalkyliques, les sulfonamides de perfluoroalcane) et certains polymères fluorés à chaîne latérale (p. ex., les polymères d’uréthane fluorés, les polymères d’acrylate ou de méthacrylate fluorés, les polymères d’oxétane fluorés) peuvent être considérés comme des « précurseurs »; ils subissent une transformation abiotique ou biotique pour former des produits de transformation perfluoroalkylés plus stables qui ne se décomposent pas dans les conditions environnementales ambiantes (Buck et coll. 2011). Cette transformation peut se produire en raison de la présence de liaisons non fluorées (p. ex., carbone-hydrogène, carbone-oxygène) dans la structure de ces substances polyfluoroalkyliques et des polymères fluorés à chaîne latérale, liaisons qui peuvent constituer un point « faible » dans la structure chimique et se rompre pour créer un groupement perfluoroalkylé (ITRC 2021a). Des études ont montré que les substances à base de fluorotélomères peuvent être oxydées dans l’atmosphère (Ellis et coll. 2004; Wallington et coll. 2006) et subir une transformation aérobie (D’Agostino et Mabury 2017) pour former des APFC. Vo et coll. (2020) ont également détecté les précurseurs FOSA, FOSAA et FTOH et les acides fluorotélomères FTSA, qui peuvent être transformés en SPFO et en APFO par traitement biologique ou chimique dans les STEU. L’oxydation atmosphérique des HFC et des HFO peut également permettre la formation de l’acide trifluoroacétique (Young et Mabury 2010). De plus, la transformation métabolique des précurseurs des SPFA peut également être une source d’APFA (Ahrens et Bundschuh 2014). Il a été démontré que la transformation métabolique des FTOH en APFC peut se produire chez le rat et la truite arc‑en‑ciel (EC, SC 2012).

Dans une étude, on a rapporté que les principaux composants SPFA dans les produits de protection de tissu Scotchguard fabriqués avant et après 2002 étaient respectivement le polymère perfluorooctane sulfonamide-uréthane à chaîne latérale et le polymère perfluorobutane sulfonamide-uréthane à chaîne latérale (Chu et Letcher 2014). En outre, les mêmes auteurs ont indiqué qu’en effectuant un essai sur un modèle de microsome in vitro (microsomes hépatiques de rats Wistar-Han), les métabolites rapidement formés étaient respectivement le FOSA et le perfluorobutanesulfonamide (PBSA). Dans une autre étude réalisée avec un essai in vitro sur microsomes hépatiques d’ours polaire (d’Islande), des rats Wistar-Han ainsi que des phoques annelés et des bélugas (Arctique canadien), on a constaté que le N‑éthyl‑perfluorooctanesulfonamide (N-EtFOSA) était désalkylé en FOSA de manière rapide chez les ours polaires et les rats, plus lente chez les phoques annelés et très lente chez les bélugas (Letcher et coll. 2014).

3.2.4 Mobilité

En règle générale, les SPFA peuvent être transportées de sources ponctuelles vers d’autres endroits grâce à leurs propriétés physico-chimiques. Les SPFA volatiles (qui ont généralement une charge neutre aux pH de l’environnement, comme les FTOH) peuvent également être transportées dans l’atmosphère à partir des sources de rejet (p. ex., les émissions de cheminée) et être dispersées par le vent. Enfin, certaines SPFA peuvent être éliminées par dépôt atmosphérique et s’accumuler dans le sol, l’eau souterraine et l’eau de surface. Cela peut se produire à la fois par dépôt humide (c’est-à-dire par les précipitations) et par dépôt sec (c’est-à-dire par l’élimination des particules de l’atmosphère par la gravité). Shimizu et coll. (2021) ont conclu que le dépôt humide peut éliminer les SPFA de l’atmosphère plus efficacement que le dépôt sec.

On estime que les APFA ioniques à chaîne courte sont plus mobiles dans les milieux aquatiques et les sols en raison de leur solubilité accrue dans l’eau et de leur potentiel de sorption plus faible aux solides (ECHA 2017; Ghisi et coll. 2019). Bien que certains grands fabricants aient progressivement abandonné la production d’APFA à longue chaîne et se soient tournés vers des homologues à chaîne plus courte, des études ont révélé que les APFA à chaîne courte peuvent être encore plus mobiles dans les milieux aquatiques (Kwiatkowski et coll. 2020). L’advection, qui est le transport d’un produit chimique à l’intérieur d’un fluide, peut être considérée comme étant le principal mécanisme de transport des SPFA, par exemple, dans un panache d’eau souterraine qui s’étire ou par descente d’un cours d’eau (ITRC 2020c). De plus, Lohmann et coll. (2013) ont déterminé que la diffusion turbulente verticale est également capable de transporter les APFA depuis l’eau de surface de l’océan vers les profondeurs océaniques.

Les SPFA ioniques et non volatiles s’associent généralement à la fraction de carbone organique du sol et aux interfaces air-eau, mais elles peuvent également être lessivées dans la zone vadose (c’est-à-dire la zone non saturée) jusqu’à l’aquifère et former des panaches d’eaux souterraines, en particulier dans les zones où se trouvent des sources ponctuelles, comme les sites d’enfouissement (Abunada et coll. 2020). Cette migration vers le bas peut être causée par les précipitations, l’irrigation, le ruissellement et l’eau de ruissellement (Sharifan et coll. 2021). Xiao et coll. (2015) ont trouvé des concentrations de SPFO et d’APFO qui augmentaient avec leur profondeur dans les sols de subsurface, ce qui indique qu’une contamination des aquifères souterrains par ces substances est possible.

3.2.5 Transport à grande distance dans l’environnement

Certaines SPFA peuvent également être transportées à grande distance dans l’environnement, comme en témoigne leur large répartition autour du globe, même dans les régions éloignées. On pense que cela peut se produire par le transport atmosphérique et les courants océaniques mondiaux (Zhao et coll. 2012). En règle générale, le transport atmosphérique à grande distance est plus rapide que le transport par l’eau, ce dernier pouvant prendre des décennies (Young et Mabury 2010).

Dans le cas de la libération et des rejets de SPFA dans l’air (p. ex., émissions de cheminée, volatilisation à partir de produits) et compte tenu du potentiel de l’air à disperser les SPFA à grande distance dans toutes les directions du vent, le transport atmosphérique constitue alors une voie de transport pertinente. Plus précisément, en raison de leur grande volatilité, des précurseurs volatils neutres (p. ex., des FTOH) ont été trouvés dans des régions éloignées (Wania 2007). Ces précurseurs volatils neutres sont souvent les SPFA les plus abondantes dans la phase gazeuse (Wang et coll. 2014a). Le transport à grande distance et la transformation des SPFA et de leurs précurseurs ont été considérés comme une cause possible de la présence des APFA dans les régions éloignées, car les précurseurs peuvent être transformés par divers mécanismes et être déposés par les précipitations. Par exemple, Stock et coll. (2007) ont découvert, dans une étude, des preuves de la transformation de précurseurs volatils dans l’Arctique canadien. Dans une autre étude, Young et Donaldson (2007) ont montré que le FTOH 8:2 peut se transformer en APFO dans l’atmosphère et se déposer dans des environnements distants, comme les régions polaires. D’autres FTOH, des FOSA à chaîne courte et des FOSE pourraient également être des sources de formation d’APFC et d’APFS par transformation atmosphérique (ATSDR 2021). Les régions polaires ne sont pas les seules régions éloignées contaminées par les SPFA; ailleurs au Canada (à Golden, en C.-B.; à Egbert, en Ont.), à des sites d’échantillonnage éloignés ou ruraux qui sont loin des sources d’émission, on a trouvé des FTOH et des APFC dans l’eau de surface (Loewen et coll. 2008) et l’air ambiant (Gawor et coll. 2014).

Les SPFA ioniques (p. ex., les APFA) sont principalement présentes dans l’eau de surface et on croit que, en raison de leur grande solubilité dans l’eau, elles sont principalement transportées à l’échelle planétaire par les courants océaniques marins (Yamashita et coll. 2008; Zhao et coll. 2012). On pense également que les APFA peuvent être transportés de l’océan vers l’atmosphère par des embruns, qui se produisent lorsque les vagues déferlent et que la mer est agitée (Prevedouros et coll. 2006). Johansson et coll. (2019) ont estimé à 122 tonnes/an et à 183 tonnes/an les émissions mondiales annuelles d’APFO et de SPFO, respectivement, qui sont transportées vers l’atmosphère par les embruns. Il a été avancé que les embruns pourraient être en mesure de transporter des quantités importantes d’APFA de l’océan vers l’atmosphère et qu’ils peuvent être considérés comme une source possible du transport à grande distance des APFA (Johansson et coll. 2019; Prevedouros et coll. 2006; Sha et coll. 2022).

Ce cycle planétaire des APFA dans l’hydrosphère, combiné à la longue persistance de ces substances, se traduira par des accumulations d’APFA dans les dépôts atmosphériques qui sont peu réversibles. Les mesures de quatre SPFA (APFO, SPFO, PFHxS et PFNA) dans divers milieux environnementaux dans le monde (eaux de pluie, sols et eaux de surface) ont montré que plusieurs limites recommandées sont constamment dépassées (voir la section 4.1). Par conséquent, les auteurs ont souligné l’importance de restreindre rapidement les utilisations et les émissions des SPFA en raison de la « faible réversibilité de l’exposition et des effets connexes » (Cousins et coll. 2022).

3.2.6 Technologies potentielles d’élimination et de traitement des SPFA

Les SPFA sont largement utilisées parce qu’elles sont résistantes à la chaleur et aux processus chimiques extrêmes, mais ces mêmes caractéristiques rendent la plupart des technologies classiques de traitement inefficaces pour l’élimination ou la décomposition des SPFA tant sur les sites contaminés (voir la section 2.3) que dans le traitement de l’eau potable. L’expérience avec les sites contaminés par les SPFA a montré que l’assainissement et la gestion de ces sites sont complexes et présentent des défis uniques, ce qui entraîne souvent des coûts de nettoyage et de surveillance plus élevés que ceux associés aux sites contaminés par d’autres substances. Le domaine du traitement et de l’assainissement des sites contaminés par les SPFA évolue et progresse rapidement, de nouvelles données devenant disponibles à mesure que l’on acquiert de l’expérience en réalisant des activités sur les sites contaminés. Des renseignements détaillés concernant l’assainissement des sites contaminés par les SPFA sont accessibles auprès de l’ITRC (2020d).

Les SPFA sont généralement résistantes aux processus physiques, biologiques et chimiques et ne sont généralement pas affectées par les méthodes classiques de traitement du lixiviat des sites d’enfouissement et des eaux usées (voir la section 2.6). Cela a été démontré pour les substances APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS et SPFO (Sinclair et Kannan 2006; Xiao et coll. 2013).

Les technologies de séparation sont les plus couramment utilisées pour traiter les milieux environnementaux contaminés par les SPFA, bien que les technologies de destruction fassent l’objet d’études actives.

L’efficacité des méthodes de traitement de l’eau potable pour éliminer les SPFA varie en fonction de plusieurs facteurs, notamment de la composition chimique de l’eau de source ainsi que de la concentration et des propriétés physico-chimiques des SPFA. Le traitement classique n’est pas efficace pour éliminer les SPFA. Les technologies de traitement les plus efficaces pour éliminer les SPFA (y compris le SPFO et l’APFO) sont, seules ou combinées, la filtration sur charbon actif en grains, la filtration sur membrane (osmose inverse et nanofiltration) et l’échange d’anions (Appleman et coll. 2013, 2014; Dickenson et Higgins 2016; Lin et coll. 2021), bien qu’il existe des défis techniques associés à la pénétration des SPFA à chaîne courte (Li et coll. 2020a). Pour éviter la libération et le rejet de SPFA dans l’environnement, les milieux de filtration et d’échange d’ions usagés doivent être éliminés par des techniques spécialisées (p. ex., régénération et destruction à haute température). De même, les technologies membranaires nécessitent de traiter et d’éliminer le concentrat résiduel (US EPA 2020).

Les résultats des études sur le SPFO et l’APFO montrent que la décomposition sonochimique peut être un procédé efficace et rapide pour traiter ces substances dans le lixiviat des sites d’enfouissement (EC 2014). En général, le SPFO et l’APFO se répartissent dans les boues et se sont avérés résistants au traitement des boues (Gómez-Canela et coll. 2012; Sun et coll. 2012).

Tous ces traitements présentent des limites à leur utilisation à grande échelle, de sorte que l’assainissement des sites contaminés par les SPFA est actuellement restreint à des endroits précis où il est économiquement et logistiquement réalisable de mettre en place une ou plusieurs de ces technologies. Par conséquent, il n’est pas possible d’éliminer les SPFA de l’environnement au sens large.

Comme les technologies d’élimination des SPFA et de traitement des sites contaminés ne s’appliquent pas à certaines SPFA, la mesure des SPFA totales permettrait de mieux planifier l’assainissement et le traitement des sites contaminés en fournissant plus d’information sur la « charge totale en SPFA » à traiter ou à éliminer, afin de s’assurer que les stratégies utilisées sont appropriées. La quantification des précurseurs oxydables totaux (POT) est utile pour obtenir des données probantes dans cette application.

4. Présence des SPFA dans l’environnement

4.1 Aperçu de la présence des SPFA dans l’environnement

Comme on peut s’y attendre, compte tenu de la mobilité et du potentiel de transport à grande distance des SPFA, de nombreuses études et documents scientifiques ont rapporté la présence de SPFA dans le monde entier, dans un grand éventail d’écosystèmes et de biotes, y compris dans des zones éloignées des points de rejet initiaux des SPFA dans l’environnement (p. ex., Ankley et coll. 2021; Cousins et coll. 2022; Gewurtz et coll. 2013; Houde et coll. 2008; Lau et coll. 2007; Muir et coll. 2019; Muir et Miaz 2021). Les concentrations les plus élevées de SPFA ont généralement été mesurées à proximité des points de rejet des mousses AFFF et d’activités industrielles (p. ex., Hu et coll. 2016; Lanza et coll. 2016), ainsi que dans le lixiviat des sites d’enfouissement (p. ex., Hamid et coll. 2018) et les effluents des STEU (p. ex., Arvaniti et Stasinakis 2015). Cependant, des concentrations mesurables ont également été constatées dans des écosystèmes relativement éloignés de ces endroits, notamment dans des terres agricoles et des cultures (p. ex., Ghisi et coll. 2019), en Arctique et en Antarctique (p. ex., Muir et coll. 2019; MacInnis et coll. 2017; Pickard et coll. 2018; Wong et coll. 2021), dans les Grands Lacs (p. ex., Houde et coll. 2008), ainsi que dans les océans et les eaux côtières (p. ex., Muir et Miaz 2021).

Des SPFA sont régulièrement détectées dans le sang et les tissus d’un large éventail d’organismes, aussi bien de ceux qui vivent à proximité des points de rejet des SPFA (p. ex., près des sites où des mousses AFFF ont été utilisées dans des activités de lutte contre les incendies) que de ceux qui vivent dans des endroits éloignés. Par exemple, Giesy et Kannan (2001) ont étudié il y a un certain temps diverses concentrations de composés organiques fluorés (FOC) dans des échantillons de tissu de mammifères aquatiques, d’oiseaux, de poissons et d’amphibiens prélevés au cours des années 1990 dans le cadre d’études de surveillance aux États‑Unis, au Canada et ailleurs dans le monde. Ils ont constaté que même si peu d’échantillons contenaient du PFOSA, du PFHxS ou de l’APFO en concentration supérieure au seuil de quantification, le SPFO était détectable dans la plupart des échantillons, y compris ceux prélevés dans des régions marines éloignées (p. ex., l’océan Arctique). Houde et coll. (2011) ont également examiné les données de surveillance postérieures à 2005 des composés perfluorés dans les biotes aquatiques. Il a été déterminé que le SPFO était la substance la plus abondante, probablement en raison de son potentiel élevé de bioamplification jumelé à sa persistance et à l’utilisation répandue et continue des précurseurs du SPFO dans le monde entier. Cependant, la nature omniprésente des APFC a également été constatée dans les échantillons de tissu. La prise en compte de l’ubiquité du SPFO, de l’APFO et des APFC à longue chaîne dans l’environnement et les biotes de la planète a été un élément déterminant de l’application de mesures réglementaires prises à la fois au Canada (EC 2006, 2012; EC, SC 2012) et ailleurs dans le monde, notamment celle d’inscrire le SPFO, l’APFO et les substances apparentées sur la Liste des polluants organiques persistants de la Convention de Stockholm.

Le SPFO et l’APFO ont été détectés dans de nombreux aliments, en particulier dans les aliments riches en protéines, provenant de zones où la contamination est connue et où il n’y a pas de sources ponctuelles de contamination par les SPFA (Intrinsik 2018). Le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario (MEPNP) a récemment réalisé des études portant sur l’absorption de substances à chaîne courte (PFHxA, PFPeA, PFBA, PFHpA et PFBS) et à longue chaîne (SPFO, PFHxS, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFOSA et PFDS) par les tomates, la laitue et les betteraves par suite d’une irrigation avec de l’eau de surface contaminée par les SPFA. Les résultats de cette étude ont révélé que l’eau d’irrigation provenant de sites contaminés par les mousses AFFF peut avoir des répercussions sur les cultures irriguées avec de l’eau contaminée, plus particulièrement par les SPFA à chaîne courte (McDonough et coll. 2021). Cette étude a également rapporté des concentrations élevées de SPFA à chaîne courte dans la fleur des tomates, ce qui peut avoir des répercussions pour les pollinisateurs (McDonough et coll. 2021).

Récemment, l’Agence européenne des produits chimiques (ECHA) a achevé un examen approfondi de la présence des SPFA dans l’environnement européen et mondial (ECHA 2022c). La présence et la concentration de chaque SPFA étaient très variables selon l’endroit. Cependant, on a détecté des SPFA dans les eaux de surface, les eaux souterraines, le sol, les sites contaminés, les influents et les effluents des STEU, et les boues d’épuration de presque tous les endroits qui ont fait l’objet de l’examen. On a également constaté la présence de SPFA dans presque tous les organismes soumis à l’étude dans le monde.

Un certain nombre d’études et d’examens ont rapporté une diminution des concentrations environnementales des SPFA réglementées (p. ex., De Silva et coll. 2021; Muir et Miaz 2021), ce qui démontre l’efficacité de ces mesures réglementaires. Toutefois, cette tendance n’est pas universelle, et certaines études ont indiqué des tendances temporelles différentes (ou une absence de tendances temporelles) pour une seule espèce étudiée et/ou une même région géographique, selon le lieu d’échantillonnage (p. ex., voir la section 4.2.2). Par exemple, une étude récente de Cousins et coll. (2022) a révélé que les concentrations de certains APFA dans des échantillons d’eau de pluie prélevés dans le monde entier dépassaient régulièrement les valeurs limites de l’EPA déclenchant l’émission d’avis sanitaires à vie pour le SPFO et l’APFO dans l’eau potable et la valeur limite de l’Agence danoise de protection de l’environnement pour la somme du SPFO, de l’APFO, du PFNA et du PFHxS dans l’eau potable, et ne respectaient pas la norme de qualité environnementale (NQE) de l’Union européenne pour le SPFO dans l’eau potable, y compris dans les régions éloignées et peu peuplées. Certaines concentrations de l’APFO et du SPFO dans l’eau de pluie urbaine rapportées dans cette étude dépassaient également les recommandations canadiennes actuelles pour l’eau potable. Bien qu’il y ait peu de données concernant les sols des régions éloignées, les auteurs ont conclu que ces résultats témoignent de la contamination globale des sols en raison de l’omniprésence environnementale et de la faible réversibilité des APFA dans les dépôts atmosphériques. Des études récentes ont également permis de constater une augmentation des concentrations de SPFA à chaîne courte (p. ex., voir la section 4.2), présumément en raison de l’utilisation de ces substances pour remplacer les SPFA à longue chaîne réglementées. Une autre préoccupation concernant cette tendance est que la surveillance environnementale ne visait généralement qu’un faible nombre des SPFA (entre quelques-unes et 30) des SPFA dont le nombre total a été estimé à plus de 4 700 (p. ex., Buck et coll. 2021; De Silva et coll. 2021; OCDE 2018b) et que la détection d’un éventail plus large de SPFA dépend de la mise au point de nouvelles méthodes d’analyse. Il s’agit de limites importantes, car l’industrie manufacturière est passée à la production d’autres substances perfluorées (p. ex., voir la section 2.7). L’étendue limitée de la surveillance a été illustrée dans un examen récent de Xiao (2017), dans lequel l’auteur a déterminé que les études en milieu aquatique publiées entre 2009 et 2017 ont permis de détecter 455 nouvelles SPFA dans les eaux naturelles, le poisson, les sédiments, les eaux usées, les boues activées, les sols, les mousses AFFF et les agents tensioactifs de polymères fluorés commerciaux. L’étendue étroite de la plupart des données de surveillance a également suscité des préoccupations quant à la possibilité qu’il y ait des concentrations plus élevées que prévu de produits de transformation courants, issus de multiples précurseurs et actuellement non quantifiés.

Bien que par le passé l’étendue des SPFA examinées dans de nombreuses études était largement limitée, les études constatent de plus en plus la présence grandissante d’un éventail de SPFA et l’exposition concomitante à celles‑ci. Des analyses élargies et/ou non ciblées ont permis de détecter une vaste gamme de SPFA dans divers substrats, notamment dans de l’eau de mer en Europe du Nord et en Arctique (Joerss et coll. 2020), des échantillons de lac et d’air de l’Arctique (Stock et coll. 2007), des eaux de surface aux Pays‑Bas (Hensema et coll. 2021), des biosolides (Letcher et coll. 2020) et des déchets organiques en France (Munoz et coll. 2022), des particules dans l’atmosphère urbaine en Chine (Yu et coll. 2018) et des échantillons de poussière intérieure prélevés dans des maisons aux États‑Unis (Young et coll. 2021). Les mammifères marins (Spaan et coll. 2020), les bélugas du Saint‑Laurent (Barrett et coll. 2021), les oiseaux de mer (Letcher et coll. 2015; Robuck et coll. 2020; Su et coll. 2017), l’écorce des arbres et les espèces de poisson de différentes régions (p. ex., Baygi et coll. 2021; Liu et Gin 2018; Pignotti et coll. 2017) sont des exemples de milieux partout dans le monde où la présence concomitante de SPFA a été détectée dans les tissus d’organismes. Ces preuves d’une coexposition étendue aux SPFA dans des régions, des milieux environnementaux et des organismes aussi divers indiquent que la présence concomitante généralisée est de plus en plus la norme et que les études qui ne tiennent pas compte d’un éventail plus large (et peut-être imprévu) de SPFA peuvent ne pas décrire correctement l’exposition cumulative. À cette fin, un certain nombre de techniques permettant de détecter les SPFA totales dans les échantillons environnementaux sont à l’étude, notamment les méthodes faisant appel au fluor organique total (FOT), au fluor organique extractible (FOE) et aux précurseurs oxydables totaux (POT) (p. ex., Nikiforov 2021). On espère qu’à l’avenir ces méthodes ou d’autres méthodes nouvellement mises au point permettront de mieux comprendre la diversité et les concentrations des SPFA dans l’environnement et les organismes.

4.2 Surveillance environnementale au Canada

En plus de surveiller les tendances et les développements internationaux concernant la présence de SPFA dans l’environnement, le gouvernement du Canada réalise divers programmes de surveillance pour comprendre ces tendances dans les écosystèmes et la faune du Canada. Nous présentons ci‑dessous un résumé des résultats obtenus à ce jour.

4.2.1 Air ambiant

Le gouvernement du Canada surveille les SPFA (y compris les APFC C4-14, C16, C18, les APFS C4, C6, C8, C10 et leurs précurseurs) dans l’atmosphère échantillonnée à la Station canadienne de recherche dans l’Extrême‑Arctique, au Nunavut, depuis 2006 à l’aide d’échantillonneurs d’air actifs à grand débit (AMAP 2014, 2017; Wong et coll. 2018, 2021). Les concentrations d’APFO et de SPFO dans l’air à Alert ont augmenté de 2006 à 2013. Après 2013, les concentrations d’APFO et de SPFO ont régulièrement diminué (Wong et coll. 2021). Le PFHxS a semblé diminuer à partir de 2013, mais cela était probablement dû aux quelques concentrations élevées mesurées en 2013 et aux concentrations faibles mesurées en 2017. On a observé une certaine stabilité des concentrations de PFNA, tandis que celles du PFDA et du PFUnDA ont montré des tendances à la hausse. Il convient de noter que l’évaluation des tendances pour les APFA autres que l’APFO et le SPFO à Alert a été entravée par de faibles fréquences de détection et des concentrations incohérentes dans les blancs (Wong et coll. 2021). Le rapport de l’AMAP (2017) comprenait également plusieurs nouvelles SPFA, notamment l’acide perfluoroéthylcyclohexanesulfonique (PFECHS, un analogue du SPFO), le perfluorobutane sulfonamide (PBSA, un précurseur du PFBS) et l’acide d’éther chloré polyfluoré 6:2 (6:2-Cl-PFAES ou F-53B, un acide d’éther chloré polyfluoré).

Des projets de recherche ont également été réalisés sur les dépôts atmosphériques des SPFA dans les régions éloignées grâce à l’analyse des APFA (y compris des APFC C4-14, des APFS C4, C6, C8, C10, du PFECHS et du FOSA) dans la neige, les glaciers (MacInnis et coll. 2019a) et les carottes de glace (MacInnis et coll. 2017; Pickard et coll. 2018) en Arctique. Ces études ont confirmé l’omniprésence des APFA dans les régions éloignées. Ces échantillons abiotiques sont pertinents, car ils présentent des concentrations plus élevées des APFA à chaîne courte qui sont généralement absents des biotes. Les analyses des carottes de glace sectionnées et datées ont servi à calculer les flux annuels des APFA par dépôts atmosphériques. En outre, les résultats de l’analyse des congénères des APFC correspondaient au transport environnemental à grande distance des précurseurs des fluorotélomères, suivi d’un dépôt atmosphérique.

Dans le bassin des Grands Lacs, les SPFA (y compris les APFC C4 à C12 et les APFS C4, C6 et C8) sont surveillées dans les précipitations depuis 2006 à Point Petre, au lac Ontario, à Evansville, au lac Huron, et à Sibley, au lac Supérieur (Gewurtz et coll. 2019; gouvernement du Canada 2021). Les concentrations de SPFO et d’APFO ont généralement diminué dans les précipitations au‑dessus des Grands Lacs. Cependant, les concentrations des APFA à chaîne plus courte, qui ne sont pas réglementées au Canada, n’ont pas diminué, tandis que celles du PFHxA et du PFBA ont récemment augmenté (depuis environ 2010 à 2016, selon l’endroit), ce qui pourrait être dû à leur utilisation comme substituts, car les APFA à chaîne plus longue sont abandonnés progressivement par l’industrie (Gewurtz et coll. 2019). Les SPFA sont surveillées dans l’atmosphère à Point Petre, depuis octobre 2018, et à Evansville, depuis juillet 2019.

Le gouvernement du Canada surveille des SPFA (APFC C4-C14, C16, C18, APFS C4, C6, C8, C10 et leurs précurseurs) dans des échantillons d’air prélevés par des systèmes passifs, dans le cadre du Réseau mondial d’échantillonnage atmosphérique passif (EAP) mis en place en 2004, à 13 sites canadiens (Rauert et coll. 2018). Entre 2009 et 2015, les concentrations de FTOH, de sulfonamides fluorés et de sulfonamides éthanols (FOSA et FOSE) n’ont pas changé de façon appréciable à ces sites. Cependant, les concentrations d’APFS, dont celles du PFBS, du PFHxS et du SPFO, ont augmenté de manière importante en 2015. Les concentrations des APFC totaux (y compris les substances PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA et PFDA) ont également augmenté en 2015, mais cette variation doit être confirmée. Les résultats des échantillonneurs d’air passifs (Rauert et coll. 2018) correspondent à ceux des échantillonneurs d’air à grand débit décrits ci‑dessus (AMAP 2014, 2017; Wong et coll. 2018, 2021).

Les émissions atmosphériques de SPFA provenant du secteur des déchets (c’est-à-dire des STEU et des sites d’enfouissement) ont également été étudiées (Ahrens et coll. 2011; Shoeib et coll. 2016). En 2009, Ahrens et coll. (2011) ont prélevé des échantillons d’air contenant des SPFA au‑dessus et autour d’un STEU et de deux sites d’enfouissement de déchets solides en Ontario. Les échantillons ont été analysés pour mesurer les concentrations des substances de cinq groupes de SPFA (FTOH, FOSA, FOSE, APFS et APFC). Par rapport aux sites de référence, les concentrations de SPFA totales dans l’air étaient de 3 à 15 fois plus élevées dans le STEU et de 5 à 30 fois plus élevées dans les sites d’enfouissement. Les émissions de FTOH (le FTOH 6:2 étant le plus abondant dans la STEU, et le FTOH 8:2, dans les sites d’enfouissement) étaient d’environ deux ordres de grandeur plus élevées que celles des autres groupes de SPFA évalués dans cette étude. Parmi les APFS et les APFC, les concentrations d’émissions de SPFO et de PFBA étaient les plus élevées dans l’atmosphère au STEU et celles des émissions de PFBA étaient les plus élevées aux sites d’enfouissement.

4.2.2 Écosystème et faune aquatiques

Le gouvernement du Canada surveille les eaux douces à divers endroits dans tout le pays. De 2013 à 2020, on a prélevé des échantillons à 29 sites pour déterminer les concentrations et les tendances des SPFA dans les eaux de surface ambiantes. Ces travaux ne ciblaient pas des rejets particuliers de sources industrielles. Il y avait des sites d’échantillonnage dans chaque province, sauf l’Alberta et l’Île‑du‑Prince‑Édouard. Des SPFA ont été détectées dans les eaux de surface de chaque province où l’eau a été prélevée. Dans l’ensemble, 13 SPFA ont été mesurées dans 566 échantillons d’eau douce au Canada, les concentrations étant comprises entre une valeur inférieure au seuil de détection en laboratoire (intervalle des seuils de détection : 0,4 ng/L à 1,6 ng/L) et une valeur maximale de 138 ng/L (pour le PFBS). Même si les concentrations de SPFO et d’APFO ont diminué au cours de cette période, les concentrations d’autres composés comme le PFBA et le PFPeA ont augmenté (Lalonde et Garron 2022).

Des SPFA (notamment l’APFC C8-C12 et les APFS C7, C8) ont été mesurées dans des homogénats de corps entier de poisson provenant de plans d’eau partout au Canada (Burniston et coll. 2011; Chu et coll. 2016; Gewurtz et coll. 2012; gouvernement du Canada 2019; McGoldrick et Murphy 2016; US EPA, gouvernement du Canada 2019). Cette surveillance permet d’obtenir des renseignements sur la présence et l’accumulation de SPFA dans le milieu aquatique. Les concentrations de SPFO dans le touladi du lac Ontario ont augmenté entre le début des années 1990 et le début des années 2000, et diminué par la suite, bien que les tendances ne soient pas aussi claires dans le lac Huron et que les concentrations restent supérieures aux limites des recommandations fédérales pour la consommation de la chair d’animaux aux sites des Grands Lacs (McDaniel et coll. 2021; ECCC, US EPA 2021). En revanche, pendant la dernière décennie, on a observé des concentrations croissantes d’APFC dans le touladi au lac Huron, mais décroissantes dans le lac Ontario (McDaniel et coll. 2021). La province de l’Ontario mène des activités de surveillance afin d’établir des recommandations pour la consommation de poisson de pêche sportive (ECCC, US EPA 2021).

Des études de surveillance des SPFA (dont les APFC C4 à 14, C16, C18, et les APFS C6, C8, C10) dans les régions arctiques et subarctiques sont réalisées dans le cadre des projets de surveillance et de recherche environnementales (PSE) du Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord (PLCN) (AMAP 2016, 2017, 2018; Braune et Letcher 2013; CIRNAC 2018; Letcher et coll. 2014, 2018; Lucia et coll. 2015; Muir et coll. 2019; Routti et coll. 2019a; Sonne et coll. 2021). Dans le cadre de ces projets, l’eau de mer de l’Arctique est analysée chaque année depuis 2011 et on a ainsi constitué le plus important ensemble de données continues de ce milieu. Le SPFO et les APFC ont diminué dans les échantillons d’eau de mer prélevés ces dernières années (CIRNAC 2018). Des échantillons de phoques annelés et d’omble chevalier ont été analysés chaque année depuis les années 1990, et les résultats obtenus constituent le plus vaste ensemble de données temporelles continues de ces milieux. On a constaté des tendances à la baisse pour les APFC totaux (C7 à C14) chez le phoque annelé, à quatre endroits de l’Arctique canadien, entre 2005 et 2010 (Muir et coll. 2019). Cependant, des données plus récentes indiquent une tendance à la hausse de ces APFC chez le phoque annelé à deux de ces endroits, soit à la baie d’Hudson et au détroit de Lancaster (Muir et coll. 2019). Les APFC C7 à C14 chez l’omble chevalier confiné aux eaux intérieures des lacs Hazen, Char et Amituk semblent être en baisse par rapport à la concentration maximale atteinte entre 2006 et 2009 (Muir et coll. 2019). Des APFA ont été trouvés dans le réseau trophique du lac Melville (y compris dans les phoques annelés), où les résidants de l’endroit sont préoccupés par les concentrations de contaminants dans les aliments traditionnels qu’ils récoltent dans la nature (CIRNAC 2018). Les concentrations d’APFA chez les blanchons de phoques annelés au lac Melville ont augmenté chaque année de 2013 à 2016 (CIRNAC 2018). Les concentrations d’APFA chez l’omble chevalier ont généralement diminué depuis 2008‑2009, mais les tendances varient d’un lac de l’Extrême‑Arctique échantillonné à l’autre et d’un produit chimique donné à l’autre (CIRNAC 2018; Muir et coll. 2019). Des SPFA ont été mesurées dans le sang de guillemots de Brünich adultes, un oiseau marin de l’Arctique qui se nourrit de poisson, dans le sud de la baie d’Hudson. Ce travail de recherche a fourni des données supplémentaires sur la présence et les effets possibles des SPFA chez cet oiseau marin arctique, mais elles doivent être validées par les pairs. Des SPFA ont été mesurées chez les ours polaires de différentes populations de la baie d’Hudson et corrélées avec des métabolites du foie. Les tendances temporelles ont également été déterminées chez les ours polaires en fonction de leur régime alimentaire, dans la région de la baie d’Hudson (Letcher et coll. 2018; Morris et coll. 2019; Muir et coll. 2019; Pedersen et coll. 2016). Aucune tendance marquée, à la hausse ou à la baisse, des concentrations des APFC totaux et du SPFO n’a été constatée dans le tissu hépatique de deux sous-groupes de la population d’ours polaires du sud et de l’ouest de la baie d’Hudson (Nunavut) entre 2007 et 2016 (INAC 2017; CIRNAC 2018; Muir et coll. 2019).

Hors du PLCN, des chercheurs du gouvernement du Canada ont mené des projets de recherche sur les SPFA dans les milieux arctique et subarctique. Les analyses des APFC et des APFS à chaîne courte et à longue chaîne dans des échantillons de champs de glace de l’Extrême-Arctique (MacInnis et coll. 2017; Pickard et coll. 2018, 2020), de l’eau de fonte des neiges et de l’eau de fonte des glaciers (Cabrerizo et coll. 2018; MacInnis et coll. 2019a) sont applicables au milieu aquatique en raison de la fonte accélérée provoquée par les changements climatiques. Cela a été confirmé par le profil de concentration des APFA obtenu dans une carotte de sédiments datée prélevée au lac Hazen, au Nunavut, et sa corrélation avec le débit glaciaire (MacInnis et coll. 2019b). Les APFA ont également été mesurés dans des échantillons d’eau de l’Arctique (Cabrerizo et coll. 2018; Lescord et coll. 2015; MacInnis et coll. 2019a) et de sédiments lacustres (Lescord et coll. 2015).

Le gouvernement du Canada surveille, entre autres produits chimiques, des SPFA dans le poisson et la faune partout au Canada dans le cadre de programmes de recherche et de surveillance du PGPC. Ces programmes comprennent l’analyse des APFC C4 à C16, des APFS C4 à C10 et de nouvelles SPFA (acides perfluoroalkylphosphiniques) chez le poisson et les oiseaux des Grands Lacs et du fleuve Saint‑Laurent (De Silva et coll. 2016; Houde et coll. 2013) ainsi que chez les bélugas de l’estuaire du Saint-Laurent (Barrett et coll. 2021). Des tendances temporelles ont également été dégagées chez le béluga de l’estuaire du Saint‑Laurent, où une diminution générale des APFA et des PFOSA hérités de longue date a été observée après le milieu des années 2000 (Barrett et coll. 2021). Cependant, les substituts non réglementés des SPFA à chaîne courte, les acides perfluorocarboxyliques monohydrogénés (APFC-H; détectés pour la première fois dans cette étude) et les acides carboxyliques à base de fluorotélomères à chaîne impaire (FTCA) ont augmenté avec le temps (Barrett et coll. 2021). Les œufs d’oiseaux aquatiques (de la famille des goélands) et terrestres (étourneaux sansonnets) ont fait l’objet d’une surveillance des SPFA dans les provinces de l’Atlantique, le fleuve Saint‑Laurent, les Grands Lacs, les Prairies, la côte du Pacifique et la région subarctique (Elliott et coll. 2021; Gewurtz et coll. 2016, 2018; Letcher et coll. 2015; Miller et coll. 2015, 2020; Su et coll. 2017). Des œufs de ces espèces ont été prélevés chaque année depuis 2008 et analysés pour mesurer des SPFA, notamment les APFC C4 à C14, C16 et C18, et les APFS C4, C6, C8 et C10. Des tendances à la baisse ont été dégagées pour les concentrations de SPFO (qui représentent plus de 90 % des APFS totaux) et d’APFC à longue chaîne dans les œufs prélevés dans 14 des 39 sites et colonies surveillés entre 2008 et 2021. En ce qui concerne les SPFA à chaîne courte non réglementées, qui ont été trouvées à des concentrations relativement plus faibles, il n’y avait aucune variation temporelle des concentrations à ces sites et colonies, à l’exception de quelques sites où une augmentation (2 sites) ou une diminution (3 sites) des concentrations des PFBS totaux et du PFHxS ont été constatées pendant cette période. Des SPFA ont été mesurées dans les œufs et le sang d’oisillons de faucons pèlerins, un prédateur terrestre d’autres espèces aviaires, dans le sud de l’Ontario et sur la rive nord du lac Supérieur (Sun et coll. 2020, 2021). En tout, 22 APFA et 4 FASA ont été trouvés. Les APFS étaient les substances PFBS, PFHxS, PFEtCHxS, SPFO et PFDS, et les APFC (C4 à C14, C16 et C18) étaient les substances PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUdA, PFDoA, PFTrDA, PFTeDA, PFHxDA et PFODA. Des APFS (y compris le PFHxS, le SPFO et le PFDS) ont été détectés dans la plupart des échantillons d’œufs et de plasma. En outre, 11 APFC (C5 à C14, C16) ont été décelés dans la plupart des échantillons d’œufs, et 8 APFC (C8 à C14, C16) l’ont été dans la plupart des échantillons de plasma. Des PFPiA, des APFC et des APFS ont été trouvés chez des poissons, des dauphins et des oiseaux provenant de divers sites d’eau douce et d’eau de mer en Amérique du Nord (De Silva et coll. 2016). Il s’agissait de la première déclaration faisant état de la présence de PFPiA dans le plasma de poissons, de dauphins et d’oiseaux. Les concentrations des PFPiA totaux étaient inférieures de 1 à 2 ordres de grandeur à celles des APFC et des APFS présents dans les mêmes échantillons. Des concentrations de SPFA ont été mesurées dans des échantillons de tortues, d’invertébrés et d’eau prélevés dans des milieux ruraux et urbains et en aval d’un aéroport situé dans le sud de l’Ontario (de Solla et coll. 2012). Les SPFA évaluées comprenaient les APFC C4 à C15, les APFS C4, C6, C8 et C10, plusieurs précurseurs d’APFA (p. ex., PFOSA) et le PFECHS (une SPFA cyclique utilisée comme fluide hydraulique dans les aéronefs). Dans cette étude, on a mesuré des concentrations élevées de SPFA en aval de l’aéroport par rapport aux autres endroits soumis à l’évaluation (de Solla et coll. 2012). En 2018, des SPFA ont également été mesurées dans des échantillons d’invertébrés et d’eau prélevés en amont et en aval de trois aéroports et de trois STEU ainsi que le long de la rivière Grand dans le sud de l’Ontario.

En outre, l’APFO et le SPFO ont été identifiés comme contaminants préoccupants pour trois espèces de baleines en péril : l’épaulard résident du Sud, le béluga de l’estuaire du Saint‑Laurent et la baleine noire de l’Atlantique Nord. Dans le cadre de l’initiative intitulée Réduire la menace des contaminants pour l’épaulard résident du Sud, le gouvernement du Canada s’est engagé à accroître la surveillance et la recherche afin de mieux comprendre les sources possibles des contaminants et leurs répercussions sur les baleines et leurs proies. Cette initiative comprend la surveillance de l’air et de l’eau douce dans l’habitat des baleines, ainsi que celle des sources possibles de contaminants terrestres.

4.2.3 Lixiviat des sites d’enfouissement

Des échantillons de lixiviat ont été prélevés dans 13 grands sites d’enfouissement de déchets solides municipaux (autorisés à recevoir 40 000 tonnes de DSM par année) en différents endroits au Canada entre 2008 et 2014, dans le cadre du Programme de monitoring et de surveillance de l’environnement du PGPC. Des SPFA (APFC C4 à C12, APFS C4, C6 et C8, PFOSA) ont été recherchées dans les échantillons de lixiviat prélevés entre 2009 et 2011 à 12 sites d’enfouissement différents (Gewurtz et coll. 2013; gouvernement du Canada 2013). La concentration des SPFA totales mesurée dans le lixiviat variait de 320 ng/L à 9 400 ng/L avant tout traitement (médiane de 3 227 ng/L) et de 800 ng/L à 14 201 ng/L (médiane de 4 498 ng/L) après le traitement sur place du lixiviat. La concentration des SPFA totales mesurée dans le lixiviat augmentait en général après le traitement du lixiviat sur place (voir la section 2.6.4).

Le gouvernement du Canada a récemment achevé un projet de recherche sur la présence de divers contaminants préoccupants, y compris sur celle de 17 SPFA (APFC C4 à C14, APFS C4, C6, C8 et C10, PFECHS, FOSA) dans l’eau souterraine contaminée par le lixiviat d’anciens sites d’enfouissement (fermés depuis plus de 25 ans; peu d’entre eux disposent de systèmes de collecte du lixiviat) (Propp et coll. 2021). Une étude a permis de recueillir 48 échantillons d’eau souterraine contaminée par le lixiviat de 20 anciens sites d’enfouissement (dont les dates de fermeture s’échelonnaient des années 1920 au début des années 1990) en Ontario, au Canada. Plusieurs de ces sites d’enfouissement, fermés dans les années 1960 ou plus tard, présentaient des concentrations de SPFA totales semblables à celles qui ont été mesurées dans les sites d’enfouissement modernes (concentration maximale de 12 700 ng/L). Par la suite, une série d’études sur le terrain ont été menées (jusqu’en 2022) à deux de ces anciens sites d’enfouissement où un écosystème aquatique d’eau de surface (un étang et un ruisseau) recevait un influx de panaches d’eau souterraine contaminée par le lixiviat des sites d’enfouissement. Les études ont permis d’évaluer l’exposition à divers contaminants, dont des SPFA. Ces projets ont été soutenus grâce à une entente avec le ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario.

Des échantillons de SPFA ont été prélevés et ont fait l’objet d’une analyse ad hoc réalisée par le gouvernement du Canada, qui a mesuré 29 analytes de SPFA dans 6 échantillons de lixiviat en 2019 et en 2020 (deux jours consécutifs sur trois sites) dans des sites d’enfouissement en activité. Bon nombre des 29 analytes ont été détectés souvent. Seuls 8 analytes (FTS 4:2, N-EtFOSA, N-MeFOSA, PFDoS, PFDS, PFNS, PFTeDA et PFTrDA) ont été détectés peu fréquemment.

De plus, le gouvernement du Canada prélève actuellement des échantillons du lixiviat de 10 sites d’enfouissement de DSM en activité au Canada afin de détecter la présence et de déterminer la concentration de certaines substances, dont certaines SPFA, dans le lixiviat des sites d’enfouissement. Le programme d’échantillonnage s’échelonne sur une période de cinq ans (2019 à 2024) et est exécuté dans le cadre de l’initiative Réduire la menace des contaminants pour l’épaulard résident du Sud.

Les émissions de SPFA dans l’air provenant du secteur des déchets sont présentées à la section 4.2.1.

4.2.4 Eaux usées et biosolides

Le gouvernement du Canada recueille des données sur les concentrations de SPFA qui entrent dans les STEU municipales, évalue le devenir des SPFA dans les liquides et solides issus d’une série de procédés de traitement habituellement utilisés au Canada et détermine les concentrations de SPFA rejetées dans les effluents des STEU, ainsi que dans les résidus solides (Gewurtz et coll. 2013, 2020; gouvernement du Canada 2013, 2021a; Guerra et coll. 2014; Lakshminarasimman et coll. 2021). Le gouvernement du Canada a établi des partenariats avec des municipalités partout au pays afin d’évaluer les types de STEU canadiens (et les types de traitement : primaire, secondaire, avancé et par lagunage) et les régions géographiques (montagne, prairie, Grands Lacs et fleuve Saint-Laurent, littoral). Comme nous l’avons vu à la section 2.6.4, les APFA sont formés pendant le traitement des eaux usées, ce qui est probablement le résultat de la transformation de précurseurs non mesurés (Guerra et coll. 2014).

Guerra et coll. (2014) ont examiné le devenir et le comportement de 13 SPFA (y compris les APFC C4 à C12, les APFS C4, C6 et C8, et le PFOSA) dans les échantillons d’influents, d’effluents et de solides prélevés dans 15 STEU canadiens. Parmi les APFA mesurés, l’APFO était l’APFA le plus abondant dans les eaux usées, ses concentrations variant de 2,2 ng/L à 150 ng/L dans les influents et de 1,9 ng/L à 140 ng/L dans les effluents. Le SPFO était le composé le plus abondant dans les boues primaires, les boues biologiques résiduaires et les biosolides traités, leurs concentrations variant de 6,4 ng/g à 2 900 ng/g en poids sec, de 9,7 ng/g à 8 200 ng/g en poids sec et de 2,1 ng/g à 17 000 ng/g en poids sec, respectivement.

Lakshminarasimman et coll. (2021) ont évalué la formation et l’élimination de 13 SPFA (y compris les APFC C4 à C12, les APFS C4, C6 et C8, le PFOSA) dans 9 systèmes différents de traitement des boues. Sur ces 13 SPFA, seules 4 (APFO, PFDA, PFDoDA et SPFO) ont été détectées en concentrations appréciables (>1 %) dans les échantillons de boues brutes et de biosolides. Les concentrations d’APFO et de SPFO étaient comprises d’une part entre des valeurs inférieures au seuil de détection en laboratoire et 4,8 ng/g et 27 ng/g en poids sec, respectivement, dans les boues brutes, et d’autre part entre des valeurs inférieures au seuil de détection de laboratoire et 23 ng/g et 25 ng/g en poids sec, respectivement, dans les biosolides.

Un projet de recherche du gouvernement du Canada a récemment fait état de la répartition de certaines SPFA (y compris des SPFA ionisables comme le SPFO et l’APFO et leurs précurseurs) dans les sédiments aquatiques et les sols agricoles où des biosolides provenant d’une STEU ont été épandus, ainsi que dans des échantillons provenant de sites du bassin des Grands Lacs (Chu et Letcher 2017). Treize échantillons de sol ont été prélevés (2015) dans un champ agricole où des biosolides provenant d’une STEU avaient été épandus, et à deux sites où aucun biosolide n’avait été épandu, dans le sud de l’Ontario. De nouveaux copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale, qui sont d’importants produits commerciaux des SPFA, ont également été mesurés dans cette étude. Les copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale ont été détectés dans la totalité des échantillons de sol provenant de sites agricoles enrichis de biosolides et à des concentrations beaucoup plus élevées que dans les échantillons de sédiments aquatiques. Les concentrations de copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale dans les échantillons de sol et de sédiments étaient également beaucoup plus élevées que les concentrations totales des autres SPFA mesurées (dont le SPFO et l’APFO). Dans le cadre du même projet, des copolymères fluoroalkylés à chaîne latérale et des SPFA établies ont été détectés dans des échantillons de biosolides provenant de 20 STEU canadiennes, et les nouveaux polymères fluorés étaient présents à des concentrations beaucoup plus élevées que celles d’autres SPFA couramment surveillées (dont le SPFO et l’APFO) (Letcher et coll. 2020). Des études ont montré que les SPFA sont absorbées, depuis le sol, par les végétaux et transférées aux animaux et aux humains qui consomment des plantes cultivées (Zhu et Kannan 2019). Cependant, comme nous l’avons précisé à la section 2.3, le processus global d’absorption et d’accumulation des SPFA dans les végétaux et les plantes cultivées n’est pas encore bien compris, et les concentrations de SPFA dans les aliments vendus au détail sont généralement inférieures au seuil de détection.

5. Biosurveillance humaine

5.1 Introduction à la biosurveillance humaine et aux SPFA

La biosurveillance humaine (BSH) consiste à mesurer un produit chimique, ses métabolites ou ses produits de réaction dans des matrices biologiques (p. ex., le sang et l’urine). Elle fournit une mesure intégrée et biologiquement pertinente de l’exposition générale aux produits chimiques environnementaux qui peut se produire par plusieurs voies (p. ex., par voies orale et cutanée, et par inhalation) et avoir de nombreuses sources (p. ex., sources naturelles et anthropiques, milieux environnementaux, alimentation et produits d’usage fréquent ou quotidien) (Haines et Murray 2012; Sexton et coll. 2004; Zidek et coll. 2017). Cependant, les données de BSH présentent également des limites. Les données de BSH provenant des programmes de biosurveillance à l’échelle de la population ne peuvent à elles seules fournir des informations sur la source d’exposition et présentent une incertitude quant à la durée de l’exposition, en particulier pour les substances ayant une longue demi‑vie. Néanmoins, les données de BSH peuvent soutenir un large éventail d’initiatives en santé publique. Elles peuvent servir à établir les concentrations de référence de substances chimiques, représentant les limites supérieures de l’exposition de fond chez les Canadiens, ce qui permet d’identifier les personnes ou les sous-groupes de la population présentant une concentration d’exposition accrue par rapport à la concentration d’exposition de fond, de comparer entre eux les sous‑groupes de la population au Canada (p. ex., les personnes vivant dans le nord du Canada et la population générale visée par l’ECMS) et avec d’autres pays (Haines et coll. 2017). De plus, si on dispose de données provenant de plusieurs périodes de collecte d’échantillons, les données de BSH permettent de dégager des tendances ou des concentrations relatives à la présence de substances chimiques dans les sous-groupes de la population, selon divers paramètres tels que le sexe, l’âge et la durée (SC 2023a). Alors qu’on utiliser de plus en plus les données de BSH pour caractériser l’exposition et les risques liés à plusieurs substances chimiques (SC 2016a, 2016b), ces données sont plus facilement examinées dans un contexte d’évaluation des risques au moyen de comparaisons directes avec les valeurs recommandées de biosurveillance axées sur la santé, comme les équivalents de biosurveillance et les valeurs allemandes de BSH (Faure et coll. 2020; St-Amand et coll. 2014). Les données de BSH sont également précieuses pour évaluer l’efficacité des mesures de gestion des risques (Canada 2020b; ECCC 2020) et déterminer les besoins futurs en matière de recherche, tels que trouver les liens possibles entre l’exposition à certains produits chimiques et certains effets sur la santé (Eykelbosh et coll. 2018; SC 2020).

Plus de 4 700 SPFA ont été recensées dans la Base de données mondiale des SPFA (OCDE 2018a). Cependant, seules quelques rares SPFA (p. ex., 6 à 8 APFC et APFS très connus) ont toujours été régulièrement surveillées dans les études de BSH. Les études de BSH disponibles ont montré que certaines SPFA, en particulier les substances APFO, PFNA, PFHxS et SPFO, sont ubiquistes, tandis que d’autres (p. ex., le PFDA et le PFUnDA) sont couramment décelées dans le sang (plasma ou sérum) de la population générale des pays où les enquêtes ont eu lieu, par exemple, au Canada, aux États‑Unis, en France et en Suède (Bjermo et coll. 2013; CDC 2022; Fillol et coll. 2021; SC 2019a). Le tableau B-1 de l’annexe B présente une liste des SPFA les plus fréquemment détectées dans le sang au Canada et à l’étranger, y compris dans les études nationales, régionales ou à petite échelle. Certaines études portent sur des cohortes de naissance (en d’autres mots, ces études examinent un groupe de personnes nées au cours d’une même période). En outre, des SPFA ont également été trouvées dans le sang de cordon ombilical et le lait maternel, dans diverses parties du monde (p. ex., Canada, États‑Unis, France, Espagne, Corée, Japon et Chine) (Arbuckle et coll. 2013; Cai et coll. 2020; Cariou et coll. 2015; Fisher et coll. 2016; Fujii et coll. 2012; Kang et coll. 2016; Kubwabo et coll. 2013; LaKind et coll. 2022; Lorenzo et coll. 2016; Monroy et coll. 2008; Rawn et coll. 2022b; Zheng et coll. 2021).

En raison de la persistance, de la biodisponibilité élevée dans l’environnement et de l’utilisation répandue (actuelle et passée) des SPFA, la population peut être exposée à plusieurs SPFA à tout moment, par différentes sources (Bil et coll. 2021; HBM4EU 2019). Les contributions relatives des différentes SPFA varient selon les personnes (EFSA 2020). En raison de la probabilité d’exposition à de multiples SPFA, plusieurs publications récentes, dont celles de Bil et coll. (2021), d’EFSA (2020) et de HBM4EU (2019), traitent de la pertinence de considérer ces substances comme une classe de composés ou d’examiner un groupe de SPFA ensemble (p. ex., les SPFA souvent détectées, dont les substances APFO, PFNA, PFHxS et SPFO).

5.2 Facteurs à prendre en compte lors de l’utilisation des données de BSH pour évaluer l’exposition aux SPFA

Afin de déterminer si et comment les données de BSH peuvent être utilisées pour évaluer l’exposition à une substance, il faut examiner le caractère approprié du biomarqueur, la qualité des données et la pertinence de l’ensemble de données (Zidek et coll. 2017). Les données propres à la substance chimique qu’il importe de prendre en compte pour l’utilisation des données de BSH sont, entre autres, la pertinence du ou des biomarqueurs, la pertinence de la matrice biologique et la connaissance des demi‑vies biologiques. Les paramètres de l’étude liés à l’utilisation des données de BSH sont, notamment, les seuils de détection, le lieu géographique de la population échantillonnée, le moment du prélèvement des échantillons, l’âge du ou des sous-groupes de la population surveillés visé par l’étude et la taille de l’échantillon. Les sections suivantes donnent plus de détails sur les facteurs propres aux différentes substances chimiques. Les paramètres des études et les résultats de la biosurveillance relatifs à différentes SPFA sont présentés dans les sections 5.4, 5.5 et 5.6.

5.2.1 Biomarqueurs

De nombreuses SPFA peuvent se décomposer en PFAA (notamment en APFC et en APFS) dans les conditions environnementales ambiantes. Ces PFAA sont considérés comme des produits finaux stables (Bil et coll. 2021). Les concentrations sériques ou plasmatiques d’APFC ou d’APFS (p. ex., APFO ou SPFO) ont été considérées comme des biomarqueurs appropriés pour les SPFA, indiquant soit une exposition directe à ces APFC ou à ces APFS, soit une exposition à des composés précurseurs qui sont ensuite décomposés ou métabolisés en ces acides terminaux. Les SPFA couramment surveillées dans les études de biosurveillance comprennent les substances APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS et SPFO.

Il peut toutefois subsister une incertitude, car le nombre et les concentrations de précurseurs cooccurrents non recherchés dans le sérum de la population générale ne sont pas connus (McDonough et coll. 2022). Aucun précurseur n’a été examiné dans l’ECMS. Cependant, certaines substances ont été incluses dans quelques études internationales de biosurveillance et dans des études à petite échelle (tableau B-1 de l’annexe B). Les précurseurs ne sont généralement pas mesurés dans les études de BSH, en raison des problèmes d’analyse et du manque de connaissances sur leur production, leur utilisation et l’exposition humaine ultérieure. Certains métabolites intermédiaires des précurseurs des APFC ou des APFS peuvent avoir une toxicité plus élevée que les produits de dégradation finaux des APFC ou des APFS (Rand et coll. 2014; Rice et coll. 2020). Selon des études récentes, certains métabolites intermédiaires des SPFA à chaîne courte, comme l’acide carboxylique fluorotélomère (FTCA) 5:3, peuvent être biopersistants et bioaccumulés (Kabadi et coll. 2018, 2020). Si on disposait de nouvelles méthodes d’analyse permettant d’analyser simultanément le plus grand nombre possible de SPFA, cela constituerait un indicateur utile de l’exposition aux SPFA (HBM4EU 2021).

5.2.2 Matrices biologiques

Dans la plupart des études de biosurveillance, les concentrations de SPFA ont été mesurées dans le plasma sanguin (p. ex., l’ECMS, la Plateforme de recherche de mère-enfant sur les composés chimiques de l’environnement [MIREC]), ou dans le sérum (p. ex., l’étude américaine National Health and Nutrition Examination Survey [NHANES]). On a constaté que les personnes exposées professionnellement à l’APFO et au SPFO et les personnes vivant à proximité d’une usine de fabrication d’APFO présentaient des concentrations plasmatiques ou sériques beaucoup plus élevées que dans la population générale, ce qui indique que le plasma et le sérum sont des matrices appropriées pour mesurer les concentrations des biomarqueurs de l’exposition (ATSDR 2021). Dans certaines études de biosurveillance, les SPFA sont également mesurées dans le sang total (ATSDR 2021; EFSA 2020). Le sang total offre l’avantage supplémentaire de représenter la totalité du fluide circulant (EFSA 2020). Certaines études ont montré que le sang total est la matrice la plus appropriée pour le PFHxA (EFSA 2020; Poothong et coll. 2017). L’ATSDR (2021) a en outre indiqué que seul le PFHxA, et non le PFHxS, pénètre dans les composants cellulaires du sang.

Pour la plupart des SPFA, le ratio sérum/plasma est censé être d’environ 1 sur 1. Poothong et coll. (2017) ont indiqué que les rapports médians sérum/plasma pour certaines SPFA (APFO, PFNA, PFUnDA, PFHxS, SPFO et diPAP 6:2) sont compris entre 0,9 et 1,3. Cependant, pour d’autres SPFA, on a indiqué des rapports sérum/plasma plus grands, comme dans le cas du PFTrDA (2,9) et du PFBS (0,8). De même, les rapports médians sérum (ou plasma)/sang total pour les substances APFO, PFNA, PFUnDA, PFHxS et SPFO étaient d’environ 2 (EFSA 2020; Poothong et coll. 2017). Cependant, les rapports variaient pour les substances PFDA, PFDoDA, PFTrDA, PFBS, PFHpS et PFDS, probablement en raison de différences de répartition dans les divers compartiments sanguins. En outre, ces substances sont généralement présentes à de faibles concentrations dans l’organisme, ce qui entraîne des incertitudes sur les résultats d’analyse (EFSA 2020).

Les SPFA sont également mesurées dans le lait maternel, mais leurs concentrations sont sensiblement plus faibles que dans le sérum, soit d’un à plusieurs ordres de grandeur inférieurs (ATSDR 2021; EFSA 2020).

Les SPFA peuvent aussi être mesurées par d’autres méthodes non invasives, comme dans le sang de cordon ombilical, les cheveux et les ongles. Cependant, la manière d’interpréter ces résultats n’est pas encore claire (ATSDR 2021; EFSA 2020).

Les SPFA à courte demi‑vie biologique (p. ex., PFBA, PFHxA) sont plus efficacement éliminées dans l’urine que les SPFA à longue chaîne ayant une demi‑vie plus longue (ATSDR 2021; Calafat et coll. 2019). Cependant, Calafat et coll. (2019) ont montré que, lorsque des données appariées sérum-urine sur 12 SPFA provenant de 2 273 participants à l’enquête américaine NHANES ont été analysées pour établir les concentrations sériques et urinaires, les SPFA étaient rarement détectées dans l’urine par rapport au sérum. Ainsi, les auteurs ont conclu que les résultats de cette étude n’étayaient pas la biosurveillance de l’urine comme matrice privilégiée pour mesurer les SPFA (y compris les SPFA à chaîne courte) dans la population générale. Des observations similaires ont été rapportées par de nombreux auteurs qui ont examiné des échantillons appariés urine-sérum provenant d’autres régions, par exemple, de la Corée du Sud et de la Chine (Kato et coll. 2018, cité dans EFSA 2020; Zhang et coll. 2015).

5.2.3 Demi‑vies biologiques des SPFA

Les SPFA ayant des demi‑vies variant de quelques années à quelques décennies (p. ex., les substances APFO, PFNA, PFHxS et SPFO, d’après la diminution de la concentration des SPFA dans le sérum au fil du temps) conviennent bien aux enquêtes de biosurveillance à l’échelle de la population, comme l’ECMS, car les concentrations mesurées sont révélatrices des concentrations sériques ou plasmatiques à l’état d’équilibre à long terme. Contrairement à ces SPFA, certaines SPFA à chaîne courte, dont la demi‑vie sérique ou plasmatique varie de quelques jours à quelques semaines, sont excrétées plus rapidement. Les demi‑vies moyennes sont de l’ordre de quelques jours (p. ex., 72 à 87 heures d’après la diminution dans le sérum) pour le PFBA et de quelques semaines (p. ex., 32 jours d’après la diminution dans le sérum) pour le PFHxA (ITRC 2020b). Ce n’est pas le cas pour toutes les SPFA à chaîne courte (p. ex., la demi-vie estimée d’élimination biologique du PFHpA est de 1,2 à 1,5 an) (Zhang et coll. 2013). Certaines de ces SPFA à chaîne courte sont moins souvent détectées dans les enquêtes de biosurveillance à l’échelle de la population que celles dont la demi‑vie est plus longue, mais elles ont été décelées lors d’études de biosurveillance réalisées à plus petite échelle (souvent avec des seuils de détection plus faibles) (CA OEHHA 2020; Poothong et coll. 2017).

5.3 Limites actuelles recommandées pour la BSH

Pour la BSH, les limites recommandées fondées sur la santé constituent un outil important pour interpréter les données de BSH ou une valeur de référence pour faciliter l’évaluation des données de biosurveillance de la population générale ou d’un sous-groupe de la population en particulier. Les limites recommandées pour la BSH, pour ce qui est de l’exposition de la population générale aux SPFA individuelles, ont été publiées dans plusieurs rapports et articles de périodiques, notamment dans Borg et coll. (2013), ECHA (2015), EFSA (2018) et la Commission allemande de biosurveillance humaine (Commission BSH) (Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021; Umwelt Bundesamt 2015). Les principales limites recommandées pour la BSH de l’exposition chronique d’après la documentation scientifique, et établies par des instances internationales, sont résumées dans le tableau 1 ci‑dessous. Les limites recommandées pour la BSH, établies par les différentes organisations, varient selon l’effet critique recherché, les facteurs d’incertitude et la méthode de calcul sélectionnés.

Dans une évaluation réalisée en 2020, le Groupe scientifique sur les contaminants de la chaîne alimentaire a établi la dose hebdomadaire tolérable (DHT) à la limite inférieure de l’intervalle de confiance de la dose repère de 10 % (BMDL₁₀) de 17,5 µg/L pour la somme de quatre SPFA fréquemment détectées (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) dans le sérum. Comme certaines SPFA sont connues pour être persistantes dans l’organisme, l’EFSA (2020) a calculé une DHT plutôt qu’une dose journalière tolérable (DJT). L’étude essentielle retenue par l’EFSA pour le calcul de la DHT est basée sur la somme des quatre SPFA les plus abondantes, ce qui semble indiquer que cette approche prend en compte le risque d’exposition conjointe de la population générale aux SPFA à un moment donné.

La dose repère (BMDL₁₀) utilisée par l’EFSA pour calculer sa DHT est basée sur la diminution de la réponse immunitaire (c’est-à-dire la diminution des titres d’anticorps contre la diphtérie) observée chez les enfants de 1 an. L’EFSA a ensuite estimé, chez les mères, la concentration sérique qui entraînerait des concentrations dans le lait maternel menant à des concentrations sériques chez les nourrissons qui seraient associées à une diminution de la réaction immunitaire. À l’aide d’un modèle pharmacocinétique fondé sur la physiologie (PBPK) et en supposant une période d’allaitement de 12 mois, on a transformé la BMDL₁₀ de 17,5 µg/L chez les nourrissons en une concentration sérique de 6,9 µg/L chez les mères âgées de 35 ans, ce qui correspond à une absorption de SPFA par voie orale de 0,63 ng/kg p.c./j (DHT de 4,4 ng/kg p.c./semaine) par les mères (EFSA 2020). Ainsi, ces concentrations sériques (c’est-à-dire 17,5 µg/L et 6,9 µg/L chez les nourrissons et les femmes en âge de procréer, respectivement) ont été utilisées comme base pour les valeurs DHT de l’EFSA et sont appelées « concentrations sériques de référence » dans le présent document.

Les limites recommandées par l’EFSA (EFSA, 2020) sont entachées d’incertitudes, par exemple, un modèle PBPK pour l’APFO et le SPFO utilisé pour calculer l’absorption du mélange de SPFA par les mères entraînerait, chez les nourrissons de 1 an, des concentrations sériques produisant un effet, ou encore l’hypothèse que les effets des quatre SPFA sur les paramètres immunitaires sont d’égales puissances. Cependant, il s’agit de l’une des seules approches qui permettent d’étudier un mélange de SPFA.

Bil et coll. (2021) ont proposé une approche fondée sur un facteur de puissance relative pour évaluer les risques associés aux mélanges de SPFA. À l’aide d’un modèle dose-réponse pour les effets hépatiques (c’est-à-dire le poids absolu, le poids relatif et l’hypertrophie du foie) chez des rats exposés par voie orale, ils ont calculé les puissances relatives de 22 SPFA par rapport à celle du composé de référence, l’APFO. Les facteurs de puissance relative calculés peuvent être appliqués aux quantités mesurées de SPFA, ce qui permet d’obtenir la somme des équivalents d’APFO dans un mélange. Cette approche nécessite une étape supplémentaire, telle que la modélisation PBPK, pour transformer les puissances relatives en concentrations sanguines (sérum/plasma). Les effets des mélanges de SPFA et les incertitudes liées à cette approche sont exposés en détail à la section 7.5.

La Commission BSH de l’Agence fédérale de l’environnement (UBA) d’Allemagne a établi des limites de biosurveillance humaine (BSH-I et BSH-II) pour l’APFO et le SPFO dans le sérum ou le plasma (Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021). Selon la Commission BSH allemande, la valeur BSH-I représente la concentration d’une substance dans une matrice corporelle à laquelle, et inférieure à laquelle, il ne devrait y avoir aucun effet nocif pour la santé, d’après l’évaluation actuelle de la Commission BSH, et par conséquent, ne nécessiterait aucune mesure de réduction de l’exposition (Hölzer et coll. 2021). La valeur BSH-II désigne la concentration dans le matériel biologique humain qui, lorsqu’elle est dépassée, peut conduire à une détérioration de la santé, jugée importante, chez les personnes exposées (Schümann et coll. 2021). Les valeurs BSH-I et BSH-II pour l’APFO et le SPFO sont principalement basées sur des études sur sujets humains tenant compte des effets suivants : la toxicité pour le développement, un poids réduit à la naissance, une fertilité réduite, un affaiblissement du système immunitaire, une diminution de la formation d’anticorps, une augmentation de la concentration de cholestérol et l’apparition du diabète de type II ou du diabète gestationnel (Hölzer et coll. 2021; Schümann et coll. 2021).

L’ECHA (2015) a établi plusieurs valeurs différentes de dose dérivée sans effet interne (DNEL_interne) pour l’APFO à l’aide de données sur des animaux et des humains, et pour différents paramètres. Selon la section 1.0.1 de l’annexe 1 du document REACH (Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals) de l’Union européenne, une DNEL est « le niveau d’exposition aux substances au-dessus duquel l’homme ne devrait pas être exposé » (ECHA 2012). Les DNEL_interne les plus faibles étaient basées sur le petit poids à la naissance dans une étude chez l’humain et une augmentation du cholestérol total et des lipoprotéines de faible densité (LDL) dans le sérum humain. Ces valeurs sont présentées dans le tableau 1.

Bien que les valeurs de la BSH allemandes et les DNEL internes de l’ECHA (2015) soient toutes deux disponibles pour l’interprétation des données de BSH pour l’APFO dans la population générale, les valeurs BSH-I et BSH-II allemandes sont jugées plus robustes, car elles reposent sur une approche du poids de la preuve axée sur les principaux effets sur la santé (p. ex., sur la grossesse, la fertilité, le poids à la naissance, la métabolisation des lipides, les effets sur le système immunitaire) observés dans un grand nombre d’études épidémiologiques et animales, notamment dans les deux études épidémiologiques déterminantes (c’est-à-dire Fei et coll. 2009; Steenland et coll. 2009) qui constituent la référence pour les DNEL_interne de l’ECHA.

Des valeurs ont également été recommandées pour les travailleurs. L’ECHA (2015) a déterminé une DNEL_interne pour l’APFO à l’intention des travailleurs, qui est présentée ci‑dessous dans le tableau 1.

La fondation allemande de recherche, connue sous le nom de Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG), a également recommandé des valeurs sanitaires pour les travailleurs, qu’elle désigne par l’abréviation BAT (Biologischer Arbeitsstoff-Toleranz-Wert), pour l’APFO et le SPFO (DFG 2017, 2019, 2021). Les valeurs BAT établies pour l’APFO et le SPFO sont fondées sur les concentrations produisant un effet critique tirées d’études chez les animaux, car la DFG a jugé que les concentrations internes associées à des effets sur la santé ne pouvaient pas être déterminées d’après les études épidémiologiques actuelles (DFG 2017, 2019). Les valeurs BAT calculées pour l’APFO et le SPFO dans le sérum étaient respectivement de 5 000 µg/L et 15 000 µg/L. La différence entre la BAT allemande pour l’APFO et la DNEL_interne de l’ECHA pour la même substance, chez les travailleurs (ECHA, 2015), est due aux méthodes de calcul utilisées. La DNEL_interne de l’ECHA reposait sur une concentration produisant un effet critique provenant d’une étude chez les humains et comprenait un facteur d’incertitude pour tenir compte de la variabilité intra-individuelle, alors que la BAT allemande pour l’APFO était liée à une concentration produisant un effet critique établie à partir d’une étude de toxicité chez les animaux qui ne comprenait pas de facteur d’incertitude. Par conséquent, cette valeur de référence n’est pas utilisée ci-après dans la présente section.

DMENO = dose minimale entraînant un effet nocif observé; DSENO = dose sans effet nocif observé; DR = dose repère; BMDL = limite inférieure de l’intervalle de confiance de la dose repère à 95 %; DNEL_interne = doses dérivées sans effet (internes); BSH-I et II = valeurs 1 et 2 des mesures allemandes de biosurveillance humaine.
^a « Il n’est pas nécessaire d’appliquer des facteurs d’incertitude (FI) supplémentaires, car la BMDL₁₀ est basée sur les nourrissons qui devraient constituer un sous-groupe de population sensible, comme c’est le cas pour de nombreux produits chimiques immunotoxiques » (EFSA 2020).
^b Valeur obtenue à l’aide d’un modèle PBPK et en supposant que l’allaitement maternel dure 12 mois. L’EFSA a estimé que la BMDL₁₀ chez les nourrissons correspond à une absorption par la mère de 0,63 ng/kg p.c./j pour la somme des quatre SPFA. Cette absorption se traduirait par une concentration sérique chez la mère de 6,9 µg/L à l’âge de 35 ans (EFSA 2020).
^c Facteur d’incertitude (FI) = 6, pour tenir compte de la variabilité intra-individuelle.
^d Facteur d’incertitude (FI) = 3, pour tenir compte de la variabilité intra-individuelle.

5.4 Données de biosurveillance humaine sur les SPFA au Canada

5.4.1 SPFA mesurées dans le cadre de l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé

Au Canada, 9 SPFA ont été mesurées dans le cadre de l’ECMS. Réalisée depuis 2007, l’ECMS est une enquête nationale transversale dans le cadre de laquelle de nombreux produits chimiques présents dans l’environnement ou leurs métabolites sont mesurés dans le sang et l’urine des Canadiens. Il s’agit d’une enquête menée par cycles de 2 ans et qui est représentative de la population canadienne, en général. La population étudiée lors des cycles 1 et 2 de l’ECMS comprenait des personnes vivant dans les 10 provinces et les 3 territoires du Canada. Les cycles ultérieurs de l’ECMS ne comprenaient pas les territoires. La population cible de l’ECMS exclut les personnes vivant dans les réserves et dans d’autres communautés autochtones dans les provinces, les membres à temps plein des Forces canadiennes, les populations institutionnalisées et les habitants de certaines régions éloignées. Ensemble, ces personnes exclues représentent moins de 4 % de la population canadienne. En plus des données représentatives à l’échelle nationale sur les SPFA disponibles par l’ECMS, les données canadiennes publiées sur la biosurveillance des SPFA sont disponibles pour certaines populations non comprises dans l’ECMS, par exemple, les personnes vivant dans des réserves, dans certaines communautés (p. ex., les communautés innues et anichinabées, les communautés du Nunavik) et dans les territoires (p. ex., les communautés dénées de la région du Dehcho dans les Territoires du Nord-Ouest et la communauté Gwich’in au Yukon) (AFN 2013; Aker et coll. 2021; Caron-Beaudoin et coll. 2019, 2020; Garcia-Barrios et coll. 2021). Ces données sont présentées à la section suivante.

Les données de biosurveillance de l’ECMS sur les SPFA sont disponibles pour 4 cycles de 2007 à 2019 (SC 2010, 2013, 2019a, 2021b). Le cycle 1 (2007 à 2009) comprenait l’APFO, le PFHxS et le SPFO. Les cycles 2 (2009 à 2011), 5 (2016 à 2017) et 6 (2018 à 2019) de l’ECMS ont mesuré 9 SPFA, plus précisément les substances PFBA, PFHxA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFBS, PFHxS et SPFO (tableau B-2, annexe B). Le tableau B-3 de l’annexe B présente un résumé des concentrations plasmatiques des SPFA mesurées par les cycles 1, 2, 5 et 6.

Les résultats des cycles de l’ECMS montrent une tendance à la baisse statistiquement significative (p < 0,001) des concentrations des substances APFO, PFNA, PFDA, PFHxS et SPFO dans la population canadienne âgée de 12 ou 20 ans à 79 ans (SC 2023a). Entre 2007 et 2019, les concentrations plasmatiques d’APFO et de SPFO ont diminué de manière significative, avec une baisse de 52 % pour l’APFO et de 67 % pour le SPFO, d’après les valeurs moyennes géométriques trouvées dans les données de l’ECMS pour les personnes âgées de 20 à 79 ans. Malgré ces baisses, l’APFO et le SPFO continuent d’être détectables chez la quasi‑totalité de la population. Le cycle le plus récent de l’ECMS (cycle 6) indique que l’APFO et le SPFO ont été détectés dans le plasma de plus de 99 % de la population âgée de 3 à 79 ans à un seuil de détection (SD) de 0,066 µg/L pour l’APFO et de 0,43 µg/L pour le SPFO (tableau B-3 de l’annexe B). Dans la même ligne que les résultats obtenus dans le cadre d’autres enquêtes régionales et nationales de biosurveillance, les résultats du sixième cycle de l’ECMS pour la population canadienne générale âgée de 3 à 79 ans ont montré que, comparativement aux autres SPFA surveillées, le SPFO est présent dans le plasma en plus fortes concentrations (moyenne géométrique [MG] = 2,5 µg/L), suivi de l’APFO (MG = 1,2 µg/L) (tableau B-3 de l’annexe B). Ces données montrent que malgré les mesures de gestion des risques mises en place au Canada depuis plusieurs années (p. ex., le SPFO est réglementé depuis 2008; l’APFO et les APFC-LC ont été ajoutés au Règlement sur certaines substances toxiques interdites en 2016), ces SPFA sont toujours présentes partout dans la population canadienne.

La comparaison des concentrations de PFHxS pour 4 cycles de l’ECMS a montré que les moyennes géométriques des concentrations plasmatiques ont diminué de manière significative (c’est-à-dire de 64 %) dans la population canadienne entre 2007 et 2019 chez les Canadiens âgés de 20 à 79 ans (SC 2021c). Le PFHxS a encore été détecté dans plus de 99 % de la population âgée de 3 à 79 ans au cours du cycle 6, les moyennes géométriques des concentrations plasmatiques rapportées étant de 0,76 µg/L (SD = 0,063 µg/L).

D’autres tendances ont été observées au cours des 4 cycles de l’ECMS, notamment des concentrations plasmatiques d’APFO, de PFHxS et de SPFO plus élevées chez les hommes que chez les femmes et des concentrations de toutes les SPFA généralement plus élevées chez les adultes que chez les enfants dans la population canadienne (SC 2021c).

Le PFNA, le PFDA et le PFUnDA ont été surveillés dans les cycles 2, 5 et 6 de l’ECMS. Au cours du cycle 6, le PFNA a été détecté chez plus de 98 % (SD de 0,13 µg/L) de la population (3 à 79 ans). La moyenne géométrique de la concentration plasmatique de PFNA était de 0,44 µg/L, soit la quatrième concentration plasmatique la plus élevée des SPFA mesurées chez les participants à l’ECMS, après le SPFO, l’APFO et le PFHxS (tableau B-3 de l’annexe B). Bien que le PFDA ait été trouvé à des concentrations plus faibles (MG de 0,12 µg/L), cette substance est encore très répandue, la fréquence de détection étant supérieure à 65 % (SD de 0,092 µg/L) chez les personnes âgées de 3 à 79 ans. Le PFUnDA était moins présent que les substances APFO, PFNA, PFDA, PFHxS et SPFO (fréquence de détection de 36,3 % avec un SD de 0,12 µg/L) dans le cycle 6 et par conséquent, une moyenne géométrique n’a pas été calculée (c’est-à-dire plus de 40 % des échantillons étaient inférieurs au SD). Entre 2009 et 2019, les concentrations plasmatiques de PFNA et de PFDA ont diminué de 47 % et de 36 %, respectivement, d’après leurs moyennes géométriques dans la population canadienne âgée de 12 à 79 ans. Cependant, à la différence de l’APFO, du PFHxS et du SPFO, les concentrations plasmatiques de PFNA et de PFDA étaient similaires chez les deux sexes (SC 2021c).

Tout au long des cycles 2, 5 et 6 de l’ECMS, la fréquence de détection du PFBA, du PFHxA et du PFBS était généralement faible (p. ex., dans le cycle 6, les concentrations mesurées étaient de 5,4 % pour le PFBA, de 1,0 % pour le PFHxA et de 0,3 % pour le PFBS). Dans l’ECMS, lorsque la concentration de plus de 40 % des échantillons est inférieure au seuil de détection, les MG ne sont pas calculées, comme c’était le cas pour le PFBA, le PFHxA et le PFBS (tableau B-3 de l’annexe B). Le PFBA, le PFHxA et le PFBS ont des demi‑vies biologiques courtes, ce qui peut être associé à des fréquences de détection plus faibles pour ces SPFA. Cependant, d’autres études dont les SD étaient plus faibles ont démontré qu’une proportion plus grande d’échantillons se trouvait au‑dessus du SD. Par exemple, le PFBS a été mesuré à la fois dans le plasma et le sérum d’adultes dans une étude à petite échelle à Oslo, en Norvège; les pourcentages étaient supérieurs au seuil de détection de la méthode (SDM) de 100 % et 51 %, respectivement, d’après un SDM de 0,018 (plasma) et 0,009 (sérum) µg/L (Poothong et coll. 2017). D’après ces études, les seuils de détection dans le plasma et dans le sérum sont tous deux inférieurs à 0,066 µg/L (qui est le SD pour le PFBS dans le cycle 6 de l’ECMS).

5.4.2 SPFA mesurées dans les communautés des Premières Nations (les réserves) et des Inuits et dans d’autres communautés autochtones ou nordiques

Il existe des données sur les concentrations de SPFA mesurées dans le plasma ou le sérum chez les membres des Premières Nations (dans les réserves), les Inuits et dans d’autres communautés autochtones ou nordiques du Canada (AFN 2013; Aker et coll. 2021; Caron-Beaudoin et coll. 2019, 2020; Garcia-Barrios et coll. 2021). Lorsqu’on compare les résultats de ces études aux concentrations plasmatiques obtenues par l’ECMS pour des sous-groupes de la population similaires sur le plan de l’âge et du sexe au cours de périodes similaires (p. ex., le cycle 5), on peut tirer des observations importantes sur certains APFS et APFC à longue chaîne.

Caron-Beaudoin et coll. (2020) ont examiné 9 SPFA (PFBA, PFHxA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFBS, PFHxS et SPFO) dans le sérum de femmes inuites enceintes (16 à 40 ans) vivant dans les communautés du Nunavik et participant au projet Nutaratsaliit Qanuingisiarningit Niqituinnanut (NQN) (grossesses en santé avec les aliments locaux) (2016 et 2017). Lorsqu’ils ont comparé les concentrations plasmatiques chez les femmes en âge de procréer (18 à 40 ans) dans le cadre du cycle 5 de l’ECMS (2016 et 2017), Caron-Beaudoin et coll. (2020) ont noté que les concentrations sériques de certaines SPFA (plus précisément les substances PFNA, PFDA, PFUnDA et SPFO) étaient plus élevées chez les femmes inuites enceintes des communautés du Nunavik (figure 5 et tableau B-4 de l’annexe B). En effet, le PFNA, le PFDA et le SPFO chez les participants à l’enquête NQN étaient 6,3, 3,3 et 1,8 fois plus élevés, respectivement, que chez les participantes de l’ECMS. De plus, le PFUnDA a été détecté dans tous les échantillons des femmes inuites enceintes du Nunavik (SD = 0,1 µg/L), alors que cette même substance avait été détectée à moins de 40 % dans le cycle 5 de l’ECMS (SD = 0,12 µg/L). De plus, les concentrations sériques maternelles de PFNA, de PFDA et de PFUnDA chez les femmes inuites enceintes du Nunavik ont augmenté de 19 %, 13 % et 21 %, respectivement, entre 2011 et 2012 et entre 2016 et 2017, tandis que les concentrations de PFNA et de PFDA dans la population générale (ECMS) ont diminué au cours d’une période similaire, soit de 2009 à 2019 (Caron-Beaudoin et coll. 2020; voir le tableau B-4 de l’annexe B). Aucune tendance n’a pu être établie pour le PFUnDA dans l’ECMS en raison du faible nombre d’échantillons avec détection (la fréquence de détection était de 36,3 %, soit moins de 40 %; Santé Canada 2021b, 2021c). Caron-Beaudoin et coll. (2020) ont noté que les concentrations d’APFC-LC, en particulier celles du PFNA, chez les femmes inuites enceintes du Nunavik en 2016-2017 étaient parmi les plus élevées par rapport aux autres concentrations de PFNA récemment rapportées dans la région circumpolaire (AMAP 2021). Il y a lieu de noter que la comparaison des concentrations de SPFA dans le sérum ou le plasma de femmes enceintes avec des femmes non enceintes en âge de procréer peut présenter une incertitude liée aux différences de volumes plasmatiques (Aguree et Gernand, 2019).

Dans la population étudiée par Caron-Beaudoin et coll. (2020), les concentrations sériques maternelles d’APFO, de PFHxS et de SPFO présentaient des tendances à la baisse statistiquement significatives (p < 0,0001) entre 2007 (APFO et PFHxS) ou 2004 (SPFO) et 2017, semblables à celles observées dans la population générale de l’ECMS. Les concentrations d’APFO et de PFHxS étaient significativement plus faibles dans l’enquête NQN que dans le cycle 5 de l’ECMS. La figure 5 ci‑dessous présente la MG des concentrations sériques ou plasmatiques des substances APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS et SPFO chez les femmes inuites enceintes (âgées de 16 à 40 ans) de l’étude NQN et chez les femmes en âge de procréer (18 à 40 ans) du cycle 5 de l’ECMS.

Aker et coll. (2021) ont rapporté les résultats de l’enquête sur la santé Qanuilirpitaa? 2017 portant sur les SPFA dans le plasma des adultes (18 ans et plus, échantillons prélevés en 2017) dans les 14 communautés inuites du Nunavik. Ces résultats ont également été comparés aux valeurs de l’ECMS (18 à 79 ans) du cycle 5 et sont présentés à la figure 5. Ces données indiquent des concentrations plus élevées de PFNA (7 fois), de PFDA (3 fois) et de SPFO (1,5 fois) chez les adultes échantillonnés au Nunavik, ainsi que la variabilité des concentrations de certaines SPFA parmi les sous-groupes de la population au Canada. La figure ci‑dessous ne décrit que les données relatives aux 6 SPFA mesurées dans les deux enquêtes ou études et ne rend pas compte de toutes les SPFA auxquelles les personnes peuvent être exposées.

D’autres communautés nordiques ont également présenté des concentrations élevées de PFNA par rapport aux concentrations mesurées dans l’ECMS (d’après les comparaisons de groupes d’âge et de périodes similaires). Garcia-Barrios et coll. (2021) ont signalé la présence de SPFA dans le sérum ou le plasma de personnes résidant dans plusieurs communautés nordiques, en particulier à Old Crow (Yukon) et 6 nations de la région du Dehcho dans les Territoires du Nord-Ouest. Les concentrations moyennes de PFNA chez les adultes étaient 1,8 fois plus élevées dans une communauté Gwich’in et 2,8 fois plus élevées dans une communauté de la région du Dehcho, comparativement aux concentrations plasmatiques de PFNA chez les adultes couverts par l’ECMS. Ces résultats sont présentés dans le tableau B-5.

Les résultats de l’Initiative de biosurveillance des Premières Nations (IBPN) réalisée en 2011 indiquent que les concentrations d’APFO, de PFHxS et de SPFO étaient plus élevées chez les adultes (20 à 79 ans) du cycle 2 de l’ECMS (de 2009 à 2011) que les concentrations plasmatiques mesurées dans la population des Premières Nations vivant dans les réserves (âgées de 20 ans et plus) (AFN 2013; SC 2023a).

Il existe également des études qui ont analysé les SPFA chez les jeunes et les enfants autochtones. O’Brien et coll. (2012) ont prélevé des échantillons de sang chez de jeunes enfants inuits (âge moyen de 2,1 ans) fréquentant des centres de garde d’enfants au Nunavik de 2006 à 2008 pour consigner les avantages d’un programme de nutrition et ont détecté l’APFO, le PFHxS et le SPFO dans 100 %, 50 % et 100 % des échantillons, respectivement (SD de 0,3 µg/L). Dans une étude ultérieure menée en 2015 et portant sur de jeunes autochtones âgés de 3 à 19 ans vivant dans quatre communautés des Premières Nations au Québec, les concentrations sériques de PFNA chez les participants anichinabés étaient de 7 à 21 fois plus élevées que les concentrations plasmatiques de PFNA pour les mêmes groupes d’âge (3 à 5 ans, 6 à 11 ans et 12 à 19 ans) dans le cadre du cycle 5 de l’ECMS (2016 à 2017) (Caron-Beaudoin et coll. 2019; Dubeau et coll. 2022; Lemire et coll. 2019). Ces résultats sont illustrés dans la figure 6 et sont également résumés dans le tableau B-5 de l’annexe B.

5.4.3 SPFA mesurées dans le sang de cordon ombilical et le lait maternel

L’APFO, le PFHxS et le SPFO ont été mesurés dans le plasma et le sang de cordon ombilical d’environ 2 000 femmes enceintes de 10 villes canadiennes entre 2008 et 2011 dans le cadre de l’étude MIREC (Fisher et coll. 2016). Dans le plasma maternel, les résultats étaient assez semblables à ceux du cycle 1 de l’ECMS (2007 à 2009) chez les femmes (âgées de 20 à 39 ans). On a également trouvé de l’APFO, du PFHxS et du SPFO dans le plasma de cordon ombilical. La présence de SPFA dans le sang de cordon ombilical semble indiquer que les enfants peuvent être exposés aux SPFA in utero.

Peu d’études canadiennes ont examiné les SPFA dans le lait maternel. Cependant, une étude de Kubwabo et coll. (2013) a porté sur l’amélioration des méthodes de détection pour mesurer un grand éventail de SPFA dans le lait maternel. Dans cette étude, cinq APFC, deux APFS et huit diPAP (diesters de phosphate polyfluoroalkylés) ont été analysés dans 13 échantillons de lait maternel recueillis entre 2003 et 2004 auprès d’une population étudiée à Kingston, en Ontario. Parmi les APFC et les APFS analysés, seul l’APFO a été détecté dans 85 % des échantillons (SD = 0,24 µg/L). Seuls quatre diPAP étaient quantifiables dans 3 à 8 des 13 échantillons. Kubwabo et coll. (2013) ont conclu que les diPAP sont présents dans le lait maternel. En outre, ces auteurs notent que les faibles concentrations détectées ou la variabilité de la détection des SPFA dans le lait maternel peuvent être dues à plusieurs facteurs, notamment le manque de normalisation des méthodes utilisées pour la mesure des SPFA dans le lait, la complexité de la matrice et le fait que les SPFA se lient fortement à la fraction protéique dans le sang humain. Par ailleurs, 13 SPFA ont été analysées dans les échantillons de lait maternel provenant de 553 à 664 femmes canadiennes ayant participé à l’étude MIREC. L’APFO et le SPFO (isomères linéaires et ramifiés) ont été détectés à des concentrations élevées dans ces échantillons (87,7 % à 99,5 %) et sont ceux qui étaient les plus abondants dans la somme globale des concentrations de SPFA. Le PFNA et le PFHxS ont été moins fréquemment détectés (61 % et 63 %, respectivement), tandis que le PFHxA et le PFBS ont été peu détectés (0,7 % et 0,9 %, respectivement). Les sept composés restants (c’est-à-dire les substances PFHpA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFTeDA, PFHpS et PFDS) n’ont pas été détectés (Rawn et coll. 2022b).

5.5 Données de biosurveillance humaine des SPFA obtenues dans le monde

5.5.1 SPFA mesurées dans le sérum, le plasma ou le sang total

De nombreuses études, d’étendue et d’objectif variables, portent sur la biosurveillance humaine des SPFA dans divers sous-groupes de la population dans le monde. Certaines études sont à l’échelle nationale, d’autres à l’échelle régionale ou plus petite, tandis que d’autres encore portent sur des cohortes de naissance (études portant sur des enfants ou des nourrissons nés à peu près au même moment). Parmi les mises en garde associées à la comparaison de ces résultats, mentionnons la variabilité des années d’échantillonnage et des matrices (p. ex., plasma ou sérum), ainsi que les différences méthodologiques. En outre, les enquêtes nationales telles que l’ECMS et l’enquête américaine NHANES sont pondérées pour fournir des fréquences de détection à l’échelle de la population, alors que les études de moindre envergure rapportent simplement le pourcentage d’échantillons au‑dessus du SD ou du SQ. Les résultats de plusieurs études de biosurveillance des SPFA s’étendent sur de nombreuses régions (p. ex., États‑Unis, France, Suède, Corée du Sud, Allemagne, Norvège, Danemark [Groenland, Îles Féroé] et Japon) et montrent qu’à un moment donné, plusieurs SPFA sont présentes de façon constante dans de nombreuses régions (tableau B-1, annexe B). L’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO étaient les SPFA les plus souvent détectées, avec un pourcentage de détection ou de fréquence de détection au niveau de la population allant généralement de 90 % à 100 %. Le PFDA et le PFUnDA étaient les SPFA les plus souvent détectées dans ces études. Les substances PFBA, PFHxA, PFHpA, PFDoDA, PFTrDA, PFHpS, PFDS et PFOSA étaient généralement moins détectées dans les enquêtes nationales. Cependant, on a signalé dans au moins deux études que chacune de ces substances a été détectée dans plus de 50 % des échantillons.

On a mentionné que certains APFC à chaîne courte et certains APFS avaient une demi-vie plus courte que les SPFA-LC. Cependant, on note que ces SPFA sont détectées dans quelques études à petite échelle, ce qui, dans certains cas, peut causer des problèmes, par exemple, une plus grande sensibilité de la méthode d’analyse. D’autres facteurs peuvent contribuer à la variabilité des fréquences de détection entre les études, notamment les caractéristiques de la cohorte (p. ex., les préférences alimentaires ou le recours à des remèdes traditionnels; CA OEHHA 2020).

Plusieurs études réalisées dans le monde ont examiné l’exposition des enfants, des nourrissons et des fœtus aux SPFA (p. ex., Dassuncao et coll. 2018; Li et coll. 2020; Mamsen et coll. 2019; Rappazzo et coll. 2017). Rappazzo et coll. (2017) ont effectué une revue systématique de la documentation scientifique sur l’exposition aux SPFA et ses effets sur la santé des enfants. Les études ont été principalement menées aux États‑Unis, à Taïwan, au Royaume‑Uni et dans les pays scandinaves (c’est-à-dire au Danemark et en Norvège). Il s’agissait principalement d’études de cohortes ou d’études transversales, et les SPFA étaient principalement mesurées dans le sérum. Au Danemark et en Suède, Mamsen et coll. (2019) ont mesuré les concentrations de 6 SPFA (APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFHxS, SPFO) dans le sérum maternel et les organes embryonnaires et fœtaux humains provenant de grossesses au premier, au deuxième et au troisième trimestre. Aamsen et coll. (2019) ont constaté qu’en général les concentrations de SPFA dans les tissus embryonnaires/fœtaux étaient inférieures à celles trouvées dans le sérum maternel, mais semblables à celles mesurées dans le placenta, ce qui semble indiquer que les fœtus humains étaient intrinsèquement exposés à un mélange de SPFA tout au long de leur développement dans le ventre de leur mère et que les SPFA se déposaient dans les tissus embryonnaires et fœtaux. Li et coll. (2020b) ont détecté 16 des 32 SPFA dans 50 % à 100 % des échantillons de sérum maternel et de sérum de cordon ombilical chez les participantes à l’étude d’une cohorte de naissance de Maoming (en Chine) entre 2015 et 2018, ce qui montre non seulement le transfert transplacentaire des SPFA, mais indique également des différences de transfert entre les enfants nés prématurément et ceux nés à terme (Li et coll. 2020b).

5.5.2 Concentrations de SPFA mesurées dans le lait maternel

Plusieurs études internationales ont examiné les SPFA dans le lait maternel en analysant des échantillons prélevés aux États‑Unis, en France, au Japon, en Chine, en Suède, en Espagne, en Corée et en Afrique du Sud (Cariou et coll. 2015; Fujii et coll. 2012; Kang et coll. 2016; Lorenzo et coll. 2016; Macheka et coll. 2022; Tao et coll. 2008; Zheng et coll. 2021; Zheng et coll. 2022). En 2019, Zheng et coll. (2021) ont recruté 50 femmes résidant à Seattle, aux États‑Unis. L’étude a porté sur 39 SPFA, dont 12 (PFHxA, PFHpA, APFO, PFNA, PFDA, PFUnDA, PFDoDA, PFTrDA, PFHxS, PFHpS, SPFO et PFNS) ayant été détectées à des fréquences allant de 58 % à 100 %. L’APFO et le SPFO ont été trouvés dans 86 % et 100 % des échantillons et étaient les SPFA les plus abondantes (concentrations médianes de 0,014 et 0,03 µg/L, respectivement). Zheng et coll. (2021) ont noté que lorsqu’on les compare aux concentrations mesurées dans le lait maternel dans une étude précédente réalisée aux États‑Unis (Tao et coll. 2008), les concentrations d’APFO et de SPFO dans le lait maternel semblent avoir diminué depuis 1996. L’équipe de Zheng (2021) a également comparé ses résultats avec les données actuellement disponibles sur les SPFA à chaîne courte dans le lait maternel et ont montré que la fréquence de détection (normalisée au seuil de détection maximal déterminé pour chaque SPFA séparément dans les études prises en compte dans l’analyse) des SPFA à chaîne courte (C4 à C7) a augmenté depuis le début des années 2000, doublant tous les 4,1 ans pour toutes les SPFA C4 à C7 analysées dans l’étude.

Les fréquences de détection et les plages de concentrations des SPFA étudiées variaient considérablement d’une étude à l’autre. Il est possible que les différences de sensibilité des méthodes d’analyse (p. ex., les seuils de détection ou de quantification) soient un facteur de la variabilité de ces résultats.

Dans l’ensemble, les données des diverses études semblent indiquer que les nourrissons peuvent être exposés à au moins une douzaine de SPFA par l’ingestion de lait maternel.

5.6 Données de la BSH en milieu professionnel : pompiers

L’exposition des pompiers aux SPFA présente un intérêt particulier, car des SPFA entrent dans la composition de certains types de mousses extinctrices (p. ex., les mousses AFFF), ainsi que dans les vêtements de protection des pompiers et peuvent être libérées par la combustion de produits traités par des SPFA ou en contenant (Graber et coll. 2021; ITRC 2020e; Peaslee et coll. 2020).

On ne dispose pas d’études canadiennes ayant porté sur les concentrations de biosurveillance des SPFA chez les pompiers. Cependant, dans la documentation scientifique, 10 études ayant examiné les concentrations sériques de diverses SPFA chez les pompiers ont été recensées. Huit de ces études ont été réalisées aux États-Unis (Barton et coll. 2020; Dobraca et coll. 2015; Graber et coll. 2021; Jin et coll. 2011; Khalil et coll. 2020; Leary et coll. 2020; Shaw et coll. 2013; Trowbridge et coll. 2020), une en Australie (Rotander et coll. 2015) et une dixième en Finlande (Laitinen et coll. 2014). Toutes les études ont eu lieu entre 2005 et 2019.

Dans trois études, on a examiné des nombres différents de SPFA de longueur de chaîne de carbone perfluoré variable, laquelle s’étendait de 3 (p. ex., PFBA) à 13 atomes de carbone (p. ex., PFTeDA). Cependant, l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO ont été examinés dans les 10 études. Certains APFC à chaîne courte et certains APFS (PFBA, PFPeA et PFHpS) n’ont été détectés dans aucun des échantillons de sérum prélevés chez les pompiers (Barton et coll. 2020; Dobraca et coll. 2015; Khalil et coll. 2020; Rotander et coll. 2015; Shaw et coll. 2013). Bien que le PFBS n’ait été détecté que dans une seule des études, il y a été dans 73 % des échantillons (Trowbridge et coll. 2020). Le PFHxA et le PFHpA ont été détectés plus fréquemment dans l’ensemble des études, le pourcentage d’échantillons dépassant les seuils de détection variant de 50 % à 92 % (Dobraca et coll. 2015; Rotander et coll. 2015; Shaw et coll. 2013; Trowbridge et coll. 2020).

Les concentrations sériques de SPFA dans ces études réalisées chez les pompiers ont été comparées aux concentrations observées dans la population générale. Les rapports obtenus par comparaison de six des SPFA les plus souvent détectées chez les pompiers et dans la population générale sont présentés dans la figure 7. Dans les huit études menées chez les pompiers aux États-Unis, les concentrations sériques de ces travailleurs ont été comparées aux concentrations sériques de l’étude américaine NHANES (représentant la population générale des États‑Unis). Dans les deux études qui n’ont pas été réalisées aux États-Unis (c’est-à-dire en Australie et en Finlande), les concentrations sériques chez les pompiers ont été comparées aux concentrations plasmatiques pertinentes de SPFA provenant de l’ECMS (c’est-à-dire la population générale du Canada). Ces concentrations ont été comparées dans des conditions similaires, c’est-à-dire années similaires de prélèvement de sérum et/ou de plasma, groupes d’âge similaires (p. ex., de 20 à 60 ans) et rapport des sexes similaires. Bien qu’une comparaison statistiquement rigoureuse n’ait pu être faite pour qu’on puisse comparer les données des pompiers et celles de la population générale, on a comparé les moyennes géométriques des concentrations de chaque étude à l’intervalle de confiance (IC) supérieur de la moyenne géométrique pour la population générale. Pour chacune des six SPFA, les rapports (moyenne géométrique des concentrations sériques chez les pompiers/IC supérieur de la moyenne géométrique dans la population générale) ont été calculés pour chaque étude, et les rapports moyens propres aux SPFA ont été calculés. Les rapports moyens pour chaque SPFA sont présentés dans la figure 7. Les substances APFO, PFNA, PFDA, PFHxS et SPFO présentaient toutes des rapports moyens supérieurs à 1, ce qui semble indiquer qu’en moyenne, dans les 10 études, les moyennes géométriques des concentrations dans le sérum des pompiers étaient différentes (c’est-à-dire plus élevées) des moyennes géométriques de concentration de ces SPFA dans la population générale (d’après des paramètres d’échantillonnage similaires sur le plan de l’année de prélèvement, du groupe d’âge et du rapport des sexes). Le PFHxS présentait le rapport le plus élevé, ce qui indique une grande différence entre les concentrations sériques de cette SPFA en particulier chez les pompiers et celles mesurées dans la population générale.

5.7 Interprétation des données de BSH

5.7.1 Population canadienne générale et communautés autochtones

Dans cette section, les valeurs de biosurveillance de divers sous-groupes de la population au Canada ont été comparées à la valeur de référence de l’EFSA pour la somme de quatre SPFA (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) et aux valeurs de BSH-I et de BSH-II pour l’APFO et le SPFO, et sont présentées dans le tableau 1.

Les Canadiens sont probablement exposés de façon concomitante à plusieurs SPFA en raison de l’utilisation répandue de ces substances dans les produits et de la présence des SPFA dans l’environnement. En outre, les personnes peuvent être exposées de façon concomitante à plusieurs SPFA en raison de la longue demi‑vie biologique de certaines SPFA chez les humains et de leurs utilisations passées. Les concentrations de SPFA cooccurrentes et non identifiées dans le sérum ou le plasma de la population générale ne sont pas connues. Selon les données de l’ECMS sur les SPFA (SC 2021b), les concentrations plasmatiques les plus élevées dans la population canadienne ont été rapportées pour le SPFO, l’APFO, le PFHxS et le PFNA (tableau B-3 de l’annexe B). Comme nous l’avons mentionné ci‑dessus, l’EFSA (2020) a établi les concentrations sériques de référence à 6,9 µg/L chez les femmes en âge de procréer et à 17,5 µg/L chez les nourrissons (voir le tableau 1) pour l’exposition totale à quatre SPFA (c’est-à-dire APFO, PFNA, PFHxS et SPFO). Dans la figure 8, la concentration sérique de référence de l’EFSA chez les femmes en âge de procréer a été comparée à des diagrammes de quartiles indiquant les valeurs aux 25^e et 75^e centiles pour la somme des concentrations de quatre SPFA (APFO, PFNA, PFHxS et SPFO) dans six sous-groupes de la population, c’est-à-dire au cycle 6 de l’ECMS (toute la population, âgée de 3 à 79 ans), au cycle 6 de l’ECMS (femmes en âge de procréer, de 18 à 40 ans), chez des femmes enceintes du Nunavik, chez des adultes des communautés dénées de la région du Dehcho (dans les T.‑N.‑O.), chez les adultes d’une communauté Gwich’in du Yukon et chez les adultes du Nunavik (Aker et coll. 2021; Caron-Beaudoin et coll. 2020; Garcia-Barrios et coll. 2021; communication personnelle, courriels de la Division des études démographiques, Santé Canada [SC], adressés au Bureau de l’évaluation du risque des substances existantes, SC, 4 mai 2022 et 5 mai 2022; sans référence). Voir le tableau C-1 de l’annexe C pour plus de détails.

La moyenne géométrique de la somme des concentrations pour l’APFO, le PFNA, le PFHxS et le SPFO dans le sérum de femmes inuites enceintes au Nunavik (6,8 µg/L dans le sérum) était très proche de la concentration de référence de l’EFSA (6,9 µg/L), ce qui indique qu’environ 50 % de la population échantillonnée était au‑dessus de la valeur de référence. Chez les adultes du Nunavik, près de 75 % de la population échantillonnée présentait une concentration supérieure à la valeur de référence de l’EFSA. Dans les autres sous-groupes de la population, une proportion de la population échantillonnée (environ 35 % ou moins) se situait au‑dessus de la valeur de référence.

En ce qui concerne le SPFO et l’APFO, les valeurs BSH-I et BSH-II de la Commission allemande de biosurveillance humaine ont également été comparées aux données de biosurveillance de la population canadienne.

Dans les figures 9 et 10, les valeurs BSH-I et BSH-II pour le SPFO et l’APFO sont présentées sous forme de diagrammes de quartiles décrivant les concentrations de l’APFO et du SPFO, du 25^e au 75^e centile, dans six sous-groupes de la population, plus précisément : le cycle 6 de l’ECMS (toute la population, âgée de 3 à 79 ans), les femmes enceintes du Nunavik, les adultes autochtones dans les réserves dans l’ensemble du Canada (20 ans et plus), les adultes autochtones (20 à 79 ans) des communautés dénées de la région du Dehcho, dans les Territoires du Nord-Ouest, les adultes (20 à 79 ans) des Premières Nations d’une communauté Gwich’in du Yukon et les adultes inuits de 14 communautés du Nunavik (AFN, 2013; Aker et coll. 2021; Caron-Beaudoin et coll. 2020; Garcia-Barrios et coll. 2021; communication personnelle, courriels de la Division des études démographiques, SC, au Bureau de l’évaluation du risque des substances existantes, SC, mai 2022; sans référence). Comme il a été mentionné précédemment, les données de l’ECMS représentent l’exposition à l’APFO et au SPFO dans la population générale du Canada. Les figures 9 et 10 illustrent les résultats d’études à plus petite échelle menées chez certains sous-groupes de la population qui n’étaient pas représentés dans l’ECMS.

Selon la figure 9, les moyennes géométriques des concentrations d’APFO dans les six sous-groupes [AFN 2013; Aker et coll. 2021; Caron-Beaudoin et coll. 2020; Garcia-Barrios et coll. 2021; SC 2021b] étaient inférieures aux valeurs des BSH-I et BSH-II. Les concentrations d’APFO au 95^e centile dans tous les sous-groupes de la population évalués, à l’exception des femmes enceintes du Nunavik et de la communauté Gwich’in du Yukon, dépassaient la valeur de la BSH-I, mais étaient inférieures à la valeur de la BSH-II [femmes en âge de procréer].

Bien que la moyenne géométrique des concentrations de SPFO dans tous les sous-groupes de la population soit inférieure à celle de la BSH‑I, la concentration dans certaines parties de chacun de ces sous-groupes de la population était supérieure à cette valeur. La figure 10 montre que les valeurs au 75^e centile sont supérieures aux valeurs BSH‑I dans trois groupes, plus précisément les femmes enceintes du Nunavik, les adultes autochtones des réserves [échantillonnage fait en 2011] et les adultes du Nunavik. De plus, un sous‑ensemble de ces trois sous-groupes de la population présentait des concentrations supérieures à la valeur de la BSH‑II [femmes en âge de procréer]. En outre, la concentration au 95^e centile chez les adultes au Nunavik était supérieure à la valeur de la BSH‑II [sous‑groupes de la population autres que les femmes en âge de procréer; 20 µg/L].

Les concentrations de SPFO au 95^e centile, selon l’ECMS, et dans le plasma des membres des Premières Nations des communautés dénées de la région du Dehcho dans les Territoires du Nord-Ouest se situent entre les valeurs de la BSH-I et de la BSH-II.

Selon la Commission allemande de biosurveillance humaine, si les concentrations mesurées dépassent la valeur de la BSH-I, les causes de l’augmentation doivent être étudiées et les sources d’exposition doivent être réduites ou éliminées dans la mesure du possible [Holzer et coll. 2021], alors que le dépassement des valeurs de la BSH‑II nécessite une attention immédiate, comme l’indique cette Commission [Schümann et coll. 2021; Umwelt Bundesamt 2015].

Bref, bien que les moyennes géométriques des concentrations de SPFO et d’APFO dans la population canadienne générale et dans les sous-groupes de la population autochtone des communautés nordiques et des communautés situées au sud du 60^e parallèle soient généralement inférieures aux limites recommandées de la BSH-I et que ces substances fassent l’objet de mesures de gestion des risques, la moyenne géométrique des concentrations de SPFO chez les adultes du Nunavik est supérieure à la valeur de la BSH‑I [5,1 µg/L par rapport à 5 µg/L, respectivement]. Les concentrations d’APFO et de SPFO au 95^e centile dans la plupart des sous-groupes de la population sont généralement supérieures à la valeur de la BSH‑I. Chez les femmes enceintes du Nunavik, la concentration sérique de SPFO au 95^e centile dépasse la valeur de la BSH‑II pour les femmes en âge de procréer. La moyenne géométrique des sommes des concentrations de quatre SPFA [chez les femmes inuites enceintes au Nunavik] était légèrement inférieure à la concentration sérique de référence de l’EFSA [2020], ce qui indique qu’une partie de la population est au‑dessus de cette concentration de référence. La concentration au 95^e centile de la somme des concentrations des quatre SPFA dépassait la concentration de référence dans le sérum établie par l’EFSA [2020].

5.7.2 Pompiers

Comme il est indiqué à la section 5.7, on ne dispose d’aucune étude canadienne de biosurveillance des concentrations de SPFA chez les pompiers. Les moyennes géométriques [ou médianes] des concentrations d’APFO et de SPFO recensées dans 10 études réalisées à l’étranger chez les pompiers [voir la section 1.19; Barton et coll. 2020; Dobraca et coll. 2015; Graber et coll. 2021; Jin et coll. 2011; Khalil et coll. 2020; Laitinen et coll. 2014; Leary et coll. 2020; Rotander et coll. 2015; Shaw et coll. 2013; Trowbridge et coll. 2020) ont été comparées aux valeurs de la BSH‑II pour l’APFO et le SPFO [figure 11].

La concentration n’a pas été établie par la BSH‑II pour interpréter les données de biosurveillance en milieu professionnel. Cependant, on l’a considérée comme concentration de référence convenant le mieux parmi celles qui étaient disponibles pour la comparaison avec l’exposition des pompiers à l’APFO et au SPFO. La concentration établie par la BSH-II est une concentration mesurée dans un matériau biologique humain au‑dessus de laquelle il y a un risque accru de causer des effets nocifs sur la santé et des mesures immédiates de réduction de l’exposition s’imposent, assorties de conseils biomédicaux.

Figure 11. Moyennes [ou médianes] géométriques des concentrations d’APFO et de SPFO dans le sérum des pompiers [échantillonnages entre 2005 et 2019] d’après 10 études [données du tableau C-3 de l’annexe C], par rapport aux valeurs de la BSH-I et de la BSH-II pour l’APFO et le SPFO

Étude 1 = Trowbridge et coll. 2020; étude 2 = Shaw et coll. 2013; étude 3 = Rotander et coll. 2015; étude 4 = Laitinen et coll. 2014; étude 5 = Jin et coll. 2011; étude 6 = Dobraca et coll. 2015; étude 7 = Graber et coll. 2021; étude 8 = Barton et coll. 2020; étude 9 = Khalil et coll. 2020); étude 10 = Leary et coll. 2020.

Dans trois études, les résultats indiquaient une moyenne géométrique supérieure aux valeurs de la BSH‑II pour l’APFO et le SPFO dans d’autres sous-groupes de la population (autres que les femmes en âge de procréer) : une étude sur l’APFO (Étude 5; Jin et coll. 2011) et deux études sur le SPFO (Jin et coll. 2011; Rotander et coll. 2015). Jin et coll. (2011) ont prélevé des échantillons en 2005 et en 2006 dans le cadre d’un projet entrepris après la contamination de l’eau potable à proximité d’une usine DuPont en Virginie-Occidentale, et ce sous-groupe de la population pourrait donc présenter des concentrations de fond plus élevées de SPFA. En 2013, Rotander et coll. (2015) ont prélevé des échantillons chez des pompiers travaillant dans des installations de formation en Australie où l’on utilisait de la mousse AFFF. Il convient de noter que l’Étude 1 (Trowbridge et coll. 2020) n’a examiné que des pompiers de sexe féminin, ce qui souligne l’importance de prendre en considération les valeurs de l’APFO et du SPFO de la BSH‑II pour les femmes en âge de procréer.

Comme de nombreuses études ont rapporté des moyennes géométriques de concentrations de l’APFO et du SPFO supérieures aux valeurs de la BSH‑I, cette analyse semble indiquer que l’exposition à l’APFO et au SPFO chez les pompiers est plus élevée que dans la population générale et est supérieure aux valeurs de référence. Comme les données de biosurveillance des pompiers ne sont pas propres au contexte canadien, elles peuvent présenter des limites (p. ex., certaines études ont eu lieu plusieurs années avant l’imposition de restrictions concernant certaines SPFA). Cependant, les pompiers d’Amérique du Nord (et peut-être aussi ceux d’Europe et d’Australie) peuvent être exposés à des SPFA similaires en raison de leur travail avec des mousses AFFF et des équipements de protection individuelle contenant des SPFA. Cela signifie probablement que l’exposition des pompiers aux SPFA est assez similaire d’un pays à l’autre. Par conséquent, même si elles sont limitées, ces études peuvent être utiles pour le Canada.

6. Écotoxicité

La section suivante donne un aperçu de la documentation scientifique disponible sur la bioaccumulation et la bioamplification des SPFA, ainsi que sur la toxicité chez les invertébrés (dont les invertébrés aquatiques et terrestres), les vertébrés (dont les poissons, les oiseaux, les mammifères, les amphibiens et les reptiles) et les végétaux (dont les plantes aquatiques et terrestres). Lorsqu’elles sont disponibles, des données sur le mode ou le mécanisme d’action et sur les effets multigénérationnels chez les espèces sont présentées dans la section traitant des effets sur l’environnement. La présente section n’est pas une revue exhaustive de la documentation scientifique actuelle et ne comporte pas d’examen critique de chaque étude. La plupart des études trouvées dans la documentation scientifique portent sur les PFAA (plus précisément le SPFO et l’APFO) et sur les organismes aquatiques (c’est-à-dire les poissons et les invertébrés aquatiques). Il y a peu d’études sur les autres substances du groupe des SPFA (p. ex., les substances polyfluoroalkyliques, les fluoropolymères, les perfluoropolyéthers, les polymères fluorés à chaîne latérale) et les espèces terrestres (c’est-à-dire les invertébrés terrestres, les amphibiens, les reptiles, les oiseaux et les mammifères de la faune). Un examen plus approfondi des effets toxicologiques associés aux SPFA a été présenté par Ankley et coll. (2021), les auteurs ayant compilé des données sur l’écotoxicité des SPFA chez différentes espèces d’après les études trouvées dans la documentation scientifique. Le cas échéant, d’autres études sont présentées pour compléter et/ou étayer les renseignements.

6.1 Bioaccumulation

L’utilisation du paramètre log K_oe pour prévoir le potentiel de bioaccumulation repose sur l’hypothèse que les interactions hydrophobes et lipophiles sont les principaux mécanismes régissant le partage (EC 2006). Cependant, on ne peut formuler facilement cette hypothèse pour de nombreuses SPFA (p. ex., pour les PFAA) en raison de leurs propriétés s’apparentant à celles des tensioactifs. Comme les SPFA ont généralement des propriétés combinées d’oléophobie, d’hydrophobie et d’hydrophilie sur différentes parties de leur structure chimique, le log K_oe n’est pas considéré comme une mesure appropriée du potentiel de bioaccumulation. La combinaison d’une chaîne alkyle fluorée hydrophobe associée à un groupe fonctionnel polaire dans une substance PFAA ressemble à la structure d’un acide gras, qui facilite les interactions hydrophobes et ioniques avec les protéines (Bischel et coll. 2010). Il est important de noter que plutôt que de s’accumuler dans les lipides, certaines de ces substances se lient de préférence aux protéines et se retrouvent donc dans les tissus riches en protéines comme le foie et le sang.

Au Canada, les critères réglementaires concernant le potentiel de bioaccumulation, énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulationoe est supérieur ou égal à 5. Cependant, puisque ces critères seuils ont été établis d’après l’expérience accumulée avec des substances organiques neutres et non métabolisées et que de nombreuses SPFA se lien en général de préférence aux protéines, on ne peut appliquer les critères réglementaires basés sur une faible valeur du log K_oe sur cette classe de substances (EC, SC 2012). Les données sur le FBA et le FBC ne constituent qu’un élément dans l’ensemble de la preuve visant à déterminer le potentiel de bioaccumulation d’une substance dans les organismes. Même si les critères réglementaires ne sont pas respectés, une substance peut être considérée comme présentant un potentiel de bioaccumulation.

Burkhard (2021) a effectué une recherche dans la documentation scientifique afin de trouver des études sur la bioaccumulation des SPFA chez les espèces aquatiques. Dans son article, cet auteur a compilé les données sur 22 rangs taxonomiques afin de déterminer les valeurs médianes des FBA et des FBC et d’évaluer la disponibilité de telles données dans la documentation scientifique. Un aperçu des FBC et des FBA trouvés pour les poissons est présenté dans le tableau 2. Il convient toutefois de noter que les données empiriques sur les FBC et les FBA ne peuvent pas être utilisées seules pour déterminer de manière fiable le potentiel de bioaccumulation, car les résultats obtenus pour les organismes modèles généralement mis à l’essai (c’est-à-dire les poissons, les daphnies et les algues) peuvent sous-estimer le potentiel de bioaccumulation (ECCC 2023). En outre, les données relatives au FBC et au FBA recensées dans la documentation scientifique sont également assez limitées. En règle générale, on dispose de passablement de données sur les PFAA chez les espèces aquatiques, alors qu’elles sont limitées ou inexistantes pour d’autres SPFA telles que les fluorotélomères. Par ailleurs, il semble également y avoir peu de données sur les PFAA à chaîne alkyle très courte (C < 5) ou très longue (C >12) (Burkhard 2021).

Abréviations : N.D. = non disponible; p.h. = poids humide.

La longueur de la chaîne et les groupes fonctionnels présents dans les SPFA semblent déterminer le degré de bioaccumulation chez les animaux. Les études ont montré que les sulfonates (c’est-à-dire les APFS) et les SPFA à chaîne perfluoroalkyle longue (c’est-à-dire C ≥ 9) s’accumulent généralement davantage dans les organismes à respiration aquatique (p. ex., les poissons et les invertébrés aquatiques) que les carboxylates (c’est-à-dire les APFC) et les substances à longueur de chaîne courte (Dai et coll. 2013; Martin et coll. 2003). En outre, d’après les études sur le terrain publiées et compilées dans le 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 (ECCC 2023), les organismes aérobies (p. ex., les mammifères terrestres, les mammifères marins, les oiseaux) sont plus susceptibles d’accumuler certaines SPFA que les organismes à respiration aquatique. Les valeurs des FBC et des FBA des SPFA ioniques (c’est-à-dire les PFAA) chez les poissons sont relativement faibles, probablement en raison de la nature polaire et non volatile de ces substances. Les PFAA ont généralement une solubilité élevée dans l’eau, ce qui peut mener à leur élimination plus rapide dans la phase aqueuse par les échanges branchiaux chez les poissons. Cependant, les concentrations découlant de la bioaccumulation des PFAA peuvent être plus élevées chez les organismes aérobies, car le potentiel de bioaccumulation de ces substances est principalement déterminé par leur faible volatilité (c’est-à-dire que la respiration n’est pas un mécanisme viable de perte) et leur polarité facilite la liaison aux protéines dans le corps. Il convient de noter que ces tendances ne signifient pas que certaines SPFA ne peuvent se bioaccumuler chez les organismes aquatiques, mais plutôt que cela se produirait dans une moindre mesure.

On peut également observer une bioamplification dans la chaîne alimentaire, les prédateurs supérieurs présentant souvent les concentrations les plus élevées de SPFA. Ce phénomène est particulièrement préoccupant lorsque les concentrations atteignent des seuils pouvant provoquer des effets nocifs chez les organismes. Dans l’Arctique canadien, Kelly et coll. (2009) ont constaté un degré élevé de bioamplification des PFAA dans la faune du niveau trophique supérieur (c’est-à-dire les baleines, les ours polaires et les phoques). Ils ont également constaté qu’aucune bioamplification ne se produisait chez les organismes aquatiques, ce qu’ils ont attribué à la grande solubilité des PFAA. Ces observations concordent avec les évaluations préalables antérieures faites au Canada concernant le SPFO, l’APFO et les APFC à longue chaîne et leurs sels et précurseurs, et ces résultats permettent de conclure que les mammifères et les oiseaux aérobies ont des facteurs de bioamplification (FBM) et des facteurs d’amplification trophique (FAT)^{Note de bas de page 3} plus élevés que chez les organismes à respiration aquatique (EC 2006, 2012; EC, SC 2012). Par exemple, dans le cas du SPFO, on a déterminé que les réseaux trophiques composés de mammifères aérobies avaient un FAT d’environ 20, tandis que les réseaux trophiques aquatiques piscivores du lac Ontario présentaient des FAT variant de 1,9 à 5,9 (De Silva et coll. 2021). Il convient de noter qu’il existe un degré considérable de variabilité dans la documentation scientifique pour ce qui est des FBM et des FAT pour une SPFA précise (Franklen 2016).

Les SPFA peuvent également être absorbées par les plantes et les cultures à partir de sources de rejets comme le compost (voir la section 2.6.3) et les biosolides (voir la section 2.6.4). Pour cette raison, la consommation de plantes pourrait contribuer à l’augmentation des concentrations de SPFA observées chez les animaux et les humains (Ghisi et coll. 2019). Contrairement à la définition utilisée dans les études chez les animaux, les études sur l’absorption par les plantes désignent le FBA et le FBC^{Note de bas de page 4} comme étant la concentration de SPFA dans la plante divisée par la concentration de SPFA dans le sol (ITRC 2021a). De manière générale, l’absorption des PFAA par les plantes terrestres semble varier en fonction de la longueur de la chaîne et du groupe fonctionnel. Contrairement à ce qui est observé chez les animaux, les SPFA à longue chaîne présentent généralement des taux d’accumulation plus faibles dans les plantes que les SPFA à chaîne courte (Blaine et coll. 2014; Krippner et coll. 2015), ce qui peut varier en fonction de leur solubilité dans l’eau et de leur absorption par les racines (Lesmeister et coll. 2021). Les APFS présentent également des concentrations de bioaccumulation plus faibles que les APFC. L’importance de l’absorption des SPFA par les végétaux ou les plantes cultivées dépend fortement de plusieurs facteurs, notamment des propriétés et des caractéristiques du sol (pH, matière organique, salinité, température), ainsi que du type de végétal et de sa physiologie (Lesmeister et coll. 2021; Wang et coll. 2020). Les différences d’accumulation des SPFA entre les espèces peuvent être attribuées à divers facteurs, notamment la teneur en protéines, la superficie du système racinaire et l’accumulation de la biomasse (Ghisi et coll. 2019). Les plantes présentent généralement un taux élevé d’accumulation dans les compartiments végétatifs (p. ex., les feuilles, les tiges) par rapport aux organes de reproduction et de stockage, ce qui peut être le résultat de leur mécanisme d’absorption par les racines (Lesmeister et coll. 2021). En outre, Li et coll. (2021a) ont constaté que les légumes-feuilles présentaient les valeurs de FBA les plus élevées pour le PFBA et l’APFO, suivis des légumes-fruits et des légumes racines.

Dans l’ensemble, le potentiel de bioaccumulation des SPFA, ainsi que leur persistance (section 3.2.2), indique un potentiel accru de risque pour l’environnement. Les SPFA peuvent rester dans l’environnement pendant de longues périodes en raison de leur persistance, ce qui peut contribuer à leur présence globale et augmenter la probabilité d’exposition des organismes. De plus, il a été montré que certaines SPFA peuvent se bioaccumuler et se bioamplifier dans les réseaux trophiques à un degré qui pourrait leur permettre d’atteindre des concentrations pouvant provoquer des effets indésirables chez les organismes. En fin de compte, la bioaccumulation pourrait entraîner un potentiel accru de toxicité pour les organismes.

6.2 Effets sur l'environnement

6.2.1 Invertébrés

6.2.1.1 Invertébrés aquatiques

Plusieurs études ont porté sur la toxicité des SPFA chez les invertébrés aquatiques. En général, la toxicité chez les invertébrés aquatiques est plus élevée pour les SPFA à chaîne fluoroalkyle longue, les crustacés étant généralement les taxons les plus sensibles (Ankley et coll. 2021). Il a également été déterminé que les APFS sont généralement plus dangereux que les APFC. Par exemple, Li (2009) a constaté que le SPFO était plus toxique que l’APFO chez tous les invertébrés aquatiques étudiés. De plus, dans la documentation scientifique sur la toxicité pour les invertébrés aquatiques, on trouve plus d’études de toxicité aiguë que d’études de toxicité chronique (ITRC 2021b). Ankley et coll. (2021) ont déterminé que les valeurs de la concentration efficace à 50 % (CE₅₀) et de la concentration létale à 50 % (CL₅₀) découlant d'une exposition chronique variaient de 0,03 mg/L à plus de 100 mg/L et étaient généralement du même ordre de grandeur que les valeurs obtenues avec l’exposition aiguë des mêmes espèces. La toxicité de l’APFO en milieu aqueux a été évaluée dans le cadre d’essais de toxicité chronique chez Hyalella azteca (un amphipode) par Bartlett et coll. (2021), les auteurs ayant constaté que les concentrations environnementales d’APFO dans les eaux de surface partout dans le monde étaient généralement inférieures à celles ayant causé une toxicité dans cette étude (CL₅₀ = 51 mg/L).

Des effets sur la croissance, le développement et la reproduction ont été rapportés à la suite de l’exposition d’invertébrés aquatiques aux SPFA (Boudreau et coll. 2003; Fabbri et coll. 2014; Seyoum et coll. 2020). En règle générale, les effets sur le développement ont tendance à être observés à des concentrations inférieures à celles causant des effets sur la croissance et la reproduction (Ankley et coll. 2021). De plus, il a été montré que les SPFA provoquent un stress oxydatif et affectent la viabilité des cellules liées au système immunitaire. Liu et Gin (2018) ont observé une réduction mesurable de l’aptitude immunitaire de la moule verte (Perna viridis) après une exposition aux SPFA, comme le montre la diminution significative de la réponse des biomarqueurs (c’est-à-dire la rétention du rouge neutre, la phagocytose et la cytotoxicité spontanée des hémocytes). Dans une étude d’Aquilina-Beck et coll. (2020) sur des huîtres adultes (Crassostrea virginica), exposées à un mélange technique de SPFO (isomères linéaires et ramifiés), on n’a observé aucun dommage significatif aux membranes lipidiques ou au système enzymatique de l’étape II de la formation du glutathion. Cependant, des dommages aux lysosomes ont été observés. Des effets génotoxiques ont également été constatés, Liu et coll. (2014) ayant rapporté des dommages génétiques irréversibles causés par des concentrations élevées de PFAA chez les moules vertes. En outre, des effets neurotoxiques, notamment la modification de la morphologie du cerveau et la réduction de la vitesse de locomotion, ont été observés chez la planaire (Dugesia japonica; Ankley et coll. 2021). Foguth et coll. (2020) ont constaté que le SPFO peut affecter de manière significative l’expression de gènes importants pour le développement neuronal chez les planaires, et ce, en fonction de la dose et du temps. En outre, il a été suggéré que le PFECHS présente un potentiel de perturbation endocrinienne chez Daphnia magna exposée de manière chronique à des concentrations supérieures aux concentrations trouvées dans le milieu aquatique (Houde et coll. 2016). On a également constaté que les PFAA provoquent des effets multigénérationnels chez les invertébrés aquatiques. En effet, des diminutions relatives à la croissance et à la condition physique individuelle ont été observées sur plusieurs générations par Marziali et coll. (2019) et Jeong et coll. (2016), respectivement.

6.2.1.2 Invertébrés terrestres

Il y a eu beaucoup moins d’études toxicologiques sur les invertébrés terrestres que sur les invertébrés aquatiques. À l’aide d’un système à haut débit utilisé avec des nématodes (Caenorhabditis elegans), Ankley et coll. (2021) ont noté que la toxicité pour le développement augmentait généralement avec les SPFA à chaîne plus longue. Diverses études ont également mis en évidence des effets sur le comportement et la reproduction ainsi que des effets neurotoxiques lorsque les nématodes étaient exposés aux PFAA (Chowdhury et coll. 2021; Foguth et coll. 2020; Sammi et coll. 2019; Sana et coll. 2021). En Europe, l’exposition des abeilles domestiques (Apis mellifera) au SPFO a provoqué l’arrêt complet du développement du couvain et a entraîné des effets comportementaux négatifs (c’est-à-dire sur l’activité de la colonie, le tempérament des abeilles, l’entretien de la ruche, défense; Sonter et coll. 2021). De plus, Xu et coll. (2013b) ont constaté que l’exposition des vers de terre (Eisenia fetida) au SPFO peut induire des dommages à l’ADN et un stress oxydatif. On a également évalué la toxicité du SPFO chez deux invertébrés (le collembole Folsomia candida et les acariens Oppia nitens) dans deux types de sol afin de déterminer de l’utilité d’inclure ces deux espèces d’essai dans l’évaluation des risques liés au SPFO dans le sol (Princz et coll. 2018).

6.2.2 Vertébrés

6.2.2.1 Poissons

Plusieurs études ont examiné la toxicité des SPFA pour les poissons, et les données les plus nombreuses ont été obtenues pour les cyprinidés d’eau douce, plus précisément le poisson-zèbre (Danio rerio) (Ankley et coll. 2021). Il y a eu également plus d’études sur les espèces d’eau douce que sur les poissons marins. En règle générale, les SPFA ont une toxicité aiguë relativement plus faible pour les poissons que pour les invertébrés aquatiques (Ankley et coll. 2021). La toxicité aiguë chez les poissons semble varier en fonction de la longueur de la chaîne et du groupe fonctionnel de la substance. Dans la plupart des familles de poissons étudiées, les PFAA à chaîne courte et les sulfonates présentaient des CL₅₀ plus faibles que les PFAA à longue chaîne et les carboxylates. Une tendance similaire a également été observée dans les études de toxicité chronique.

Lee et coll. (2020) ont compilé la documentation scientifique sur les effets nocifs des PFAA sur les poissons et d’autres organismes aquatiques. On a constaté que l’exposition aux PFAA provoque des effets sur la reproduction, la croissance et le développement, ainsi que sur la mobilité et la survie. Par exemple, des études ont montré que l’exposition des larves de poisson-zèbre aux PFAA peut entraîner une diminution de la longueur du corps, de la vitesse locomotrice et du taux d’éclosion, une augmentation de la mortalité et une perturbation de la morphologie des larves (p. ex., vessie natatoire non gonflée, système digestif moins développé, colonne vertébrale incurvée) (Chen et coll. 2014; Guo et coll. 2018; Zhang et coll. 2018a). De plus, les PFAA peuvent induire un stress oxydatif et modifier la régulation des gènes et des récepteurs nucléaires liés au métabolisme des xénobiotiques, des lipides et des glucides chez les poissons (Lee et coll. 2020). Des chercheurs, par exemple, Zhang et coll. (2016a), ont signalé des effets sur les systèmes endocrinien et reproducteur, et ont constaté que l’exposition chronique du poisson-zèbre au PFNA peut entraîner un dysfonctionnement de l’axe hypothalamo-hypophyso-gonadique-foie et de la synthèse des hormones sexuelles, ainsi qu’une diminution de l’indice gonadosomatique (une mesure de la maturité sexuelle) et de la fertilité. En ce qui concerne la neurotoxicité, Foguth et coll. (2020) ont rapporté une modification des concentrations de norépinéphrine, d’épinéphrine et d’acétylcholine à la suite de l’exposition du medaka marin (Oryzias melastigma) au PFBS. En outre, dans des études multigénérationnelles, on a constaté que l’exposition aux PFAA peut avoir un effet sur la mortalité, la fécondité, le développement des gonades et la vitesse de nage chez la progéniture des poissons (Ji et coll. 2008; Lee et coll. 2017; Wang et coll. 2011), et également perturber le système endocrinien de la glande thyroïde (Chen et coll. 2018a).

6.2.2.2 Amphibiens et reptiles

Un nombre limité d’études toxicologiques chez les amphibiens portant sur quelques sous-groupes de SPFA a été publié. Les études sur les amphibiens recensées par Ankley et coll. (2021) n’ont examiné que les APFC, les APFS et les fluorotélomères. À l’instar de ce qui a été observé chez les poissons, les SPFA présentent une toxicité aiguë relativement plus faible chez les amphibiens que chez les invertébrés aquatiques après une exposition aiguë. La toxicité des SPFA chez les amphibiens semble également varier en fonction de la longueur de la chaîne fluoroalkyle et du groupe fonctionnel. Par exemple, Tornabene et coll. (2021) et Flynn et coll. (2019) ont examiné la toxicité aiguë des PFAA chez des espèces d’amphibiens et ont déterminé que le SPFO était plus dangereux que l’APFO. De plus, on a observé que les SPFA influent sur la croissance et le développement des premiers stades de vie des amphibiens (Ankley et coll. 2021). Chez les larves de grenouille-léopard (Rana pipiens), Flynn et coll. (2021) ont observé que l’exposition au SPFO et à l’APFO dans des conditions pertinentes pour l’environnement entraînait des retards de développement. Flynn et coll. (2019) ont également constaté une réduction de la distance museau-cloaque lorsque les têtards de grenouille-taureau (Rana catesbeiana) étaient exposés à un mélange de SPFO et d’APFO. Bien que la plupart des études sur les amphibiens aient porté sur les premiers stades de la vie aquatique, on a également constaté que les SPFA peuvent causer des effets sublétaux chez les amphibiens post-métamorphiques (Abercrombie et coll. 2021). Plus précisément, ces auteurs ont constaté que l’exposition au SPFO, à l’APFO, au PFHxS ou au sulfonate de fluorotélomère 6:2 peut avoir des répercussions sur la distance finale museau-cloaque et sur l’indice de masse ajusté (une mesure de la condition corporelle relative) chez les jeunes crapauds d’Amérique (Anaxyrus americanus), les salamandres tigrées de l’Est (Ambystoma tigrinum) et les grenouilles-léopards (Rana pipiens). Toutefois, les effets observés variaient selon l’espèce et le produit chimique étudié.

Il y a eu encore moins d’études sur les reptiles, les recherches récentes s’étant concentrées sur les tortues. Parmi les effets observés chez les tortues, mentionnons le taux moindre de succès de l’émergence des bébés tortues de leur coquille à la suite de l’exposition à des APFC à longue chaîne (Wood et coll. 2021), une corrélation négative entre l’exposition aux PFAA et la masse corporelle (Bangma et coll. 2019) et des impacts métaboliques négatifs dus à des mélanges de SPFA (Beale et coll. 2022).

6.2.2.3 Mammifères sauvages

Il existe très peu d’études sur la toxicité des SPFA chez les mammifères sauvages. Même si Ankley et coll. (2021) n’ont pas trouvé d’études toxicologiques de laboratoire sur les mammifères sauvages, certaines études réalisées sur le terrain indiquent un lien significatif entre l’exposition aux SPFA et l’expression de biomarqueurs d’effets. Pedersen et coll. (2015) ont constaté que les concentrations d’APFS et d’APFC chez les ours polaires (Ursus maritimus) du Groenland oriental pouvaient altérer leur neurochimie. Chez le Grand Dauphin (Tursiops truncatus), on a observé que les concentrations plasmatiques de PFAA présentaient un lien statistiquement significatif avec les paramètres hématologiques, biochimiques et immunologiques (Fair et coll. 2013). Comme nous l’avons mentionné précédemment à la section 6.1, les organismes aérobies peuvent accumuler davantage de SPFA ioniques que les organismes à respiration aquatique en raison de la faible volatilité et du mécanisme de liaison aux protéines dans les tissus de ces SPFA ioniques. Par conséquent, on s’attend à ce que ces substances présentent un plus grand potentiel d’exposition chez les organismes aérobies (y compris les oiseaux, ce dont nous traitons à la section suivante) en raison de leur potentiel de bioaccumulation important, qui peut entraîner des effets nocifs (ECCC 2023).

En raison du manque de recherche sur la toxicité des SPFA chez les mammifères sauvages, on peut s’appuyer sur des études effectuées sur des mammifères de laboratoire (p. ex., rongeurs, lapins et singes) pour obtenir des données de substitution pour la toxicité chez les mammifères sauvages, ce qui a été fait dans de nombreuses études tirées de la documentation scientifique actuelle. L’exposition aux SPFA peut avoir des effets nocifs sur plusieurs systèmes et organes (p. ex., le foie, les reins, le système immunitaire, la reproduction, le système endocrinien et le système nerveux), selon les études menées sur des mammifères de laboratoire (voir la section 7.2 qui traite des principales observations sur la santé des animaux de laboratoire). En outre, dans les études réalisées sur les mammifères de laboratoire exposés aux PFAA, la toxicité semble varier avec la longueur de la chaîne fluoroalkyle (Ankley et coll. 2021). D’après les observations d’études menées chez le rat, les doses minimales entraînant un effet nocif observé (DMENO) sur les paramètres environnementaux pertinents se situaient entre 1,0 mg/kg p.c./j (PFUnDA) et 200 mg/kg p.c./j (PFHxA) pour l’APFC, et entre 1,6 mg/kg p.c./j (SPFO) et 1 000 mg/kg p.c./j (PFBS) pour les APFS. On s’attend à ce que des effets indésirables semblables à ceux constatés chez les animaux de laboratoire soient également observés chez les mammifères sauvages. Cependant, il faut noter que les effets observés chez les mammifères et leur ampleur peuvent varier selon l’espèce. De plus, la plupart des données de toxicocinétique sur les mammifères portent sur des animaux de laboratoire. Il en est question à la section 7.1.

On pense que certains effets (p. ex., l’hépatotoxicité) de l’exposition aux SPFA chez les mammifères sont médiés en partie par l’activation du récepteur alpha, lui-même activé par les proliférateurs de peroxysomes (PPARα), qui joue un rôle dans la métabolisation des lipides et du glucose. Ce mécanisme est bien étudié chez les animaux de laboratoire (p. ex., chez les rongeurs) et il est décrit plus en détail à la section 7.4. Cependant, il y a lieu de noter que certains effets se produisent par ce mécanisme chez les animaux de laboratoire, mais ne concernent pas les humains. Par exemple, l’hépatocarcinogenèse causée par l’activateur PPARα, observée dans des modèles de rongeurs n’est pas applicable à l’humain en raison de différences biologiques (Corton et coll. 2018). Certaines études sur les mammifères sauvages ont également signalé ce mécanisme d’action, notamment des études sur les cétacés (Kurtz et coll. 2019), les ours polaires (Routti et coll. 2019b) et les phoques (Ishibashi et coll. 2008). La régulation de la transcription indépendante de PPARα chez les mammifères après une exposition aux SPFA est également possible (Rosen et coll. 2017). Elle est décrite plus en détail à la section 7.4.

6.2.2.4 Oiseaux

La documentation scientifique disponible sur la toxicité pour les oiseaux est assez limitée. Dans une étude sur l’exposition chronique du Colin de Virginie (Colinus virginianus) au SPFO, Dennis et coll. (2021) ont établi des valeurs de toxicité chronique propres à l’espèce et aux tissus, associées à une DMENO seuil de 226, 50,4 et 92,4 ng/g en poids humide dans le tissu hépatique des adultes, le tissu hépatique de la progéniture et l’œuf entier, respectivement. Chez différentes espèces d’oiseaux, on a constaté que la longueur de la chaîne fluoroalkyle et les groupes fonctionnels sont les facteurs clés qui semblent déterminer la toxicité des SPFA (Ankley et coll. 2021). D’une manière générale, les composés à huit atomes de carbone ainsi que les sulfonates se sont révélés plus dangereux que les SPFA à chaîne courte et les carboxylates. Le SPFO et l’APFO ont tous deux été jugés plus dangereux que le PFBS, d’après les valeurs de CL₅₀ obtenues par des études de toxicité aiguë menées sur le Colin de Virginie (C. virginianus) et la Caille du Japon (Coturnix japonica) (Ankley et coll. 2021). En outre, Bursian et coll. (2021) ont conclu que le SPFO présente une toxicité subaiguë plus élevée que l’APFO chez la Caille du Japon, et que cet effet peut être additif.

Des études réalisées chez le Faucon pèlerin (Falco peregrinus) dans la région des Grands Lacs laurentiens ont également révélé que l’exposition aux PFAA peut entraîner des répercussions physiologiques sur les oisillons et altérer la fonction immunitaire (Sun et coll. 2020, 2021). La toxicité du PFUnDA a été déterminée d’après la réponse génomique des cellules hépatiques exposées d’embryons de poulet (O’Brien et coll. 2013). En outre, le taux de succès de l’éclosion et la réponse toxicogénomique ont été évalués chez des embryons de poulet après une exposition au PFHxS et au PFHxA (Cassone et coll. 2012a, 2012b). Dans d’autres études sur les oiseaux, on a observé une réduction du poids corporel, une augmentation du poids du foie et une altération du succès de l’éclosion (Bursian et coll. 2021; Custer et coll. 2013; Dennis et coll. 2021; Molina et coll. 2006; Newsted et coll. 2007).

6.2.3 Plantes aquatiques et terrestres

La plupart des études qui ont porté sur la toxicité des SPFA sur les plantes aquatiques et terrestres étaient limitées au SPFO et à l’APFO. Selon les données résumées par l’ITRC (2021b), les études qui ont examiné la toxicité du SPFO sur les plantes aquatiques présentaient des concentrations sans effet observé (CSEO) variant de 7 mg/L à 30 mg/L pour l’exposition aiguë et de 0,3 mg/L à 11,4 mg/L pour l’exposition chronique. Dans une revue de la documentation scientifique, Li et coll. (2021a) ont examiné les effets toxiques des SPFA sur diverses plantes d’un point de vue physiologique, biochimique et moléculaire. Au niveau physiologique, les SPFA peuvent endommager la morphologie cellulaire et avoir un effet sur les pigments photosynthétiques. Chez les algues (Chlorella pyrenoidosa), les concentrations examinées d’APFO et de son substitut GenX inhibent la croissance et affectent la photosynthèse (Li et coll. 2021a). Les réponses transcriptionnelles et cellulaires de l’algue verte Chlamydomonas reinhardtii aux PFPA ont été évaluées et des effets potentiels sur le système de défense antioxydant ont été observés (Sanchez et coll. 2015). De plus, l’exposition aux SPFA peut également causer la surproduction de dérivés réactifs de l’oxygène (DRO, c’est-à-dire des produits chimiques réactifs dérivés de l’oxygène moléculaire), perturber l’expression génétique, réguler les protéines impliquées dans la photosynthèse et perturber certaines voies majeures du métabolisme énergétique (Li et coll. 2021b).

6.2.4 Mélanges et effets cumulatifs dans l’environnement

Bien que la grande majorité des études écotoxicologiques ait porté sur les effets observés lors de l’exposition à une seule SPFA, les organismes sont généralement exposés simultanément à plusieurs SPFA dans l’environnement, comme le montrent les données sur la surveillance de l’environnement et la présence de SPFA dans l’environnement. Les animaux sauvages peuvent être exposés à d’autres facteurs de stress chimiques, biologiques et physiques dans leurs écosystèmes, ce qui peut contribuer à l’effet réel sur les organismes exposés aux SPFA dans l’environnement. De plus, certaines études sur la faune réalisées sur le terrain regroupent les SPFA, parfois avec d’autres produits chimiques, et examinent leurs effets sur l’organisme (ECCC 2023). Le 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 (ECCC 2023) présente une compilation des études publiées sur les effets cumulatifs de certaines SPFA chez diverses espèces sauvages. Bien que certaines études aient fait état des possibles effets additifs (Flynn et coll. 2019; Hoover et coll. 2019), antagonistes (Rodea-Palomares et coll. 2012) et synergiques (Yang et coll. 2019) de plusieurs SPFA dans le biote (Yang et coll. 2019), ainsi qu’en combinant les trois types d’effets (Ding et coll. 2013), il existe encore des lacunes importantes dans les données concernant les espèces, les substances et les paramètres examinés.

6.2.5 Nouvelles approches méthodologiques en écotoxicologie

Avec l’évolution du secteur de la production chimique, les essais toxicologiques faisant appel à des modèles classiques (p. ex., des animaux vivants) sont devenus peu pratiques, et les progrès de la science, associés aux préoccupations éthiques, ont conduit les organismes gouvernementaux, y compris aux États‑Unis (US EPA 2021b), dans l’Union européenne et au Canada (Bhuller et coll. 2021) à s’engager à réduire, à améliorer et éventuellement, à en éliminer l’utilisation, les modèles de mammifères selon certaines exigences sur les essais réglementaires, lorsque cela est scientifiquement justifié. D’après une bonne partie de la communauté internationale de l’évaluation des risques, les nouvelles approches méthodologiques (NAM) désignent toute technologie, méthode, approche ou combinaison de celles-ci pouvant être utilisée pour réduire, améliorer ou remplacer l’expérimentation sur les animaux et permettre une évaluation préliminaire plus rapide et plus efficace des substances chimiques. Ces méthodes peuvent comprendre l’utilisation de modèles informatiques ou d’essais avec des molécules biologiques, des cellules, des tissus ou des organes, ainsi que des méthodes de mesure de l’exposition.

L’évolution et les avantages des NAM pour l’évaluation des risques écologiques des SPFA sont examinés dans Ankley et coll. (2021). Comme dans le cas des NAM pour l’évaluation des risques pour la santé humaine, l’accent a été mis sur les mesures de la bioactivité, car cela pourrait mener à une compréhension des mécanismes de la toxicité des SPFA permettant de faciliter l’identification des espèces et des effets chez les espèces sensibles, et l’extrapolation interspécifique. Plusieurs études ont cherché à déterminer les voies biologiques touchées par les SPFA en évaluant les changements dans l’expression des gènes ou des protéines dans des systèmes d’essai ne faisant appel à aucun mammifère (Ankley et coll. 2021). Cependant, une revue des effets nocifs des PFAA sur les organismes aquatiques a déterminé que la toxicité repose sur divers processus métaboliques, ce qui souligne le défi d’élucider les liens et les interactions entre les voies métaboliques (Lee et coll. 2020). La combinaison de données moléculaires avec des modèles informatiques permettrait d’éclairer les voies associées aux effets toxiques afin d’identifier avec certitude les phénomènes moléculaires déclencheurs propres aux SPFA et les changements à des niveaux plus élevés de l’organisation biologique (c’est-à-dire les phénomènes déterminants) afin de comprendre comment ces changements se traduisent par des effets et des résultats négatifs (p. ex., les paramètres observables; Ankley et coll. 2010).

7. Dangers pour la santé humaine

7.1 Toxicocinétique

Les données de toxicocinétique disponibles sont principalement sur les PFAA. Selon les données disponibles sur des PFAA spécifiques, ces substances sont facilement absorbées après ingestion orale, et même si les données sur l’exposition par inhalation et par voie cutanée sont extrêmement limitées, les études disponibles indiquent que l’absorption se produit également par ces voies (ATSDR 2021). Une fois absorbés, les PFAA étudiés se lient à l’albumine des protéines sériques et à d’autres protéines dans le sang, ce qui constitue le principal mécanisme de transport de ces substances dans l’organisme (Forsthuber et coll. 2020). Les données sur les PFAA étudiés révèlent qu’ils sont distribués dans tout le corps et s’accumulent dans le sang et les tissus bien perfusés, notamment le foie et les reins (Kudo 2015). Il a été montré que plusieurs SPFA (p. ex., les PFAA et les FOSA) traversent la barrière placentaire, entraînant une exposition in utero du fœtus en développement (Wang et coll. 2019a). Ils peuvent également être transférés aux nourrissons et aux enfants par le lait maternel (VanNoy et coll. 2018). De nombreuses SPFA, dont les PFAA, ne sont pas métabolisées dans l’organisme, probablement en raison de leur grande stabilité et de la faible réactivité des liaisons carbone-fluor (ATSDR 2021). Cependant, leurs précurseurs, comme les FTOH et les PAP, peuvent être biotransformés en plusieurs métabolites, dont les PFAA (Butt et coll. 2014).

Il a été montré que certaines SPFA sont éliminées très lentement du corps humain, probablement en raison de leur interaction avec les transporteurs impliqués dans les processus de réabsorption rénale, hépatique et intestinale (EFSA 2020; Yang et coll. 2010). Par conséquent, ces substances persistent et s’accumulent chez l’humain et peuvent mettre très longtemps à être éliminées de l’organisme. Des demi‑vies biologiques ont été établies pour 37 SPFA chez l’humain et/ou des modèles animaux (tableau 3). Ces valeurs représentent le temps nécessaire pour que la moitié de la concentration initiale de la substance soit éliminée par l’organisme par excrétion (p. ex., l’urine, les matières fécales). Comme ces valeurs ont été obtenues pour différents groupes d’individus selon diverses approches méthodologiques et avec des statistiques différentes, les demi‑vies ne sont pas nécessairement directement comparables. Cependant, il existe de nettes différences entre les espèces en ce qui concerne les taux d’élimination des SPFA, les demi‑vies les plus longues étant souvent observées chez les humains et les plus courtes chez les rongeurs. Chez les humains, les APFC C8 à C11, les APFS C6 à C8 et les PFESA-LC 6:2 ont les valeurs de demi‑vie les plus longues (de plusieurs années à plusieurs décennies). On doit noter qu’il existe une certaine incertitude dans les valeurs pour les humains, car les études sur l’élimination généralement utilisées pour déterminer les demi‑vies dans les études animales ne sont pas employées pour déterminer les demi‑vies chez les humains (FSANZ 2016b). La détermination des demi‑vies chez les humains est plus compliquée, car d’autres paramètres, comme l’exposition continue, doivent être pris en compte (Russell et coll. 2015a). Pour certaines SPFA, notamment les APFC (C4 à C12) et les APFS (C4 à C8), plus la chaîne est longue, plus la SPFA sera éliminée lentement de l’organisme (Kudo 2015). Les SPFA étudiées sont principalement excrétées par l’urine et les matières fécales et, dans une moindre mesure, dans le lait maternel et le fluide menstruel (ATSDR 2021). Ces dernières voies d’excrétion peuvent contribuer aux différences entre les sexes observées dans certaines études de surveillance humaine (Mondal et coll. 2014; Wong et coll. 2014).

^a Durées : heures = jusqu’à 24 heures; jours = > 1 à 7 jours; semaines = > 7 à 31 jours; mois = > 1 à 12 mois; années = > 1 an; décennies = > 10 ans.
^b L’APFO a également été étudié chez le chien, la demi‑vie étant de l’ordre de quelques semaines.
^c Kim et coll. 2016; Kudo et coll. 2002; Lau et coll. 2005; Li et coll. 2018a; Lieder et coll. 2006; Lou et coll. 2009; Numata et coll. 2014; Ohmori et coll. 2003; Olsen et coll. 2003; Olsen et coll.2007; Seals et coll. 2011; Vanden Heuvel et coll. 1991; Worley et coll. 2017; Xu et coll. 2020a; Zhang et coll. 2013.
^d Le SPFO a également été étudié chez le lapin, la demi‑vie étant de l’ordre de quelques mois.
^e Shi et coll. 2016; Tarazona et coll. 2016; Wong et coll. 2014; Worley et coll. 2017; Xu et coll. 2020a; Zhang et coll. 2013.

7.2 Effets sur la santé

Il existe de nombreuses études sur les effets des SPFA sur la santé. Toutefois, la majeure partie d’entre elles porte sur les APFC et les APFS, l’APFO et le SPFO en particulier. Il existe moins de données sur les autres SPFA, bien que la recherche sur ces substances soit en hausse. On dispose actuellement de données toxicologiques et épidémiologiques pour moins de 50 SPFA individuelles. Plusieursorganismes internationaux et d’articles dans les périodiques scientifiques ont examiné les dangers associés à ces SPFA pour la santé humaine (p. ex., ATSDR 2021; ECHA 2022a, 2022b; EFSA 2020; Fenton et coll. 2021). En revanche, il existe peu ou pas de données sur la majorité des SPFA, notamment de nombreuses SPFA dont on sait qu’elles sont présentes dans des produits commerciaux ou qui ont été trouvées dans l’environnement. Il s’agit notamment des APFS et des APFC C1 à C3, d’autres substances à base de FT (p. ex., contenant du phosphore ou un thioéther), des SPFA cycliques, des polymères fluorés à chaîne latérale, des perfluoropolyéthers ou des fluoropolymères.

Dans les revues de la documentation scientifique sur les dangers des SPFA, il a été suggéré que les fluoropolymères ont des propriétés uniques, y compris des impacts non significatifs sur la santé humaine. Par conséquent, il a été proposé également que les fluoropolymères soient considérés séparément des autres SPFA, comme étant des « polymères peu préoccupants » (PLC; Henry et coll. 2018; Korzeniowski et coll. 2022). Buck et coll. (2011) définissent les fluoropolymères comme étant des substances dont le squelette polymère est constitué uniquement de carbone et auquel sont directement liés des atomes de fluor. Henry et coll. (2018) ont fait valoir que les fluoropolymères ne possèdent pas de groupes fonctionnels réactifs hautement toxiques et que leurs propriétés physico-chimiques (p. ex., une masse moléculaire élevée et une faible solubilité) empêchent leur biodisponibilité, leur bioaccumulation et leur toxicité. Les données toxicologiques sur le polymère fluoré polytétrafluoroéthylène (PTFE) semblent indiquer une absence d’effets, dont des effets systémiques, dans les conditions examinées (voir le tableau S5 dans Henry et coll. 2018; Lee et coll. 2022). Cependant, aucune donnée toxicologique n’a été trouvée pour les fluoropolymères autres que le PTFE. Par conséquent, il convient d’être prudent lorsqu’on fait état de l’absence de toxicité pour l’ensemble du groupe des fluoropolymères. En outre, Lohmann et coll. (2020) affirment que tous les fluoropolymères ne répondent pas à la définition de l’OCDE (2007) sur les polymères peu préoccupants (p. ex., le fluoropolymère Nafion contient un groupe fonctionnel réactif). En outre, certains auteurs ont démontré que des nanoparticules de taille moléculaire similaire ont en fait été capables de pénétrer les membranes cellulaires et donc de devenir biodisponibles. De plus, ils soulignent que même si le PTFE peut présenter un danger faible, les SPFA utilisées comme auxiliaires technologiques et libérées dans la production de certains fluoropolymères (p. ex., les sels d’APFO, de PFNA et de HFPO-DA) présentaient une toxicité, et cela doit être pris en compte lors de l’évaluation du danger global (Lohmann et coll. 2020). En général, il semble qu’il existe des complexités associées aux fluoropolymères, qui nécessitent un examen plus approfondi avant que la toxicité de ces substances puisse être évaluée avec précision.

L’examen des données toxicologiques disponibles pour les SPFA autres que les fluoropolymères montre clairement que d’après les renseignements disponibles, l’exposition à ces substances pourrait affecter plusieurs systèmes et organes. Pour mieux comprendre les principaux paramètres touchant la santé, le gouvernement du Canada a commandé un rapport pour recenser les données disponibles (Sanexen 2021). L’objectif de ce rapport était de présenter un aperçu des données scientifiques accessibles au public et de mettre en évidence les points communs entre les SPFA étudiées. Le rapport ne comportait pas d’examen critique des études individuelles (p. ex., évaluation du plan de l’étude, et de leurs forces, faiblesses et biais). Le gouvernement du Canada a examiné le rapport en détail et a noté que l’on disposait de données concernant les effets récurrents sur la santé pour 43 SPFA, y compris les composés perfluorés (APFC, APFS), les composés polyfluorés (substances à base de FT, FASA et dérivés) ainsi que les composés d’éther perfluorés et polyfluoroalkylés (PFESA, PFECA). Plusieurs sous-groupes des SPFA (p. ex., les APFC-LC ou les APFS-LC, les PFECA) sont bien représentés et il existe plusieurs études et paramètres sanitaires pour plusieurs composés. Toutefois, les données pour d’autres sous-groupes de SPFA étaient limitées à une seule substance ou étaient restreintes en matière de quantité et de type de données disponibles pour chaque substance.

Le tableau 4 présente un aperçu des données disponibles pour différents groupes et sous‑groupes des SPFA. Des données toxicologiques (études sur des modèles animaux de laboratoire) et épidémiologiques (études chez les humains) sont disponibles pour la plupart des groupes de SPFA. On note toutefois des exceptions pour les APFS C1 à C3 et les substances à base de FT, pour lesquelles seules les données chez les animaux étaient disponibles, et pour les FASA, pour lesquels seules les données chez les humains étaient disponibles. Dans l’ensemble et malgré l’absence d’équivalence dans le niveau d’information entre les groupes et sous-groupes de SPFA, on a déterminé que les principaux systèmes, organes et cibles affectés comprenaient le foie, le système immunitaire, les reins, la reproduction, le développement, le système endocrinien (glande thyroïde), le système nerveux et le métabolisme (lipides, homéostasie du glucose, poids corporel). Pour la plupart de ces systèmes, organes et cibles, des effets récurrents ont été observés dans les études chez les animaux et les humains. L’exception concerne les effets sur les glandes surrénales, qui n’ont été observés que dans les études chez les animaux.

Bien que les études épidémiologiques présentent des limites, notamment le fait que les associations observées ne sont pas de nature causale, lorsqu’elles sont combinées à des données toxicologiques obtenues chez des animaux de laboratoire, les résultats sont plus convaincants et la preuve globale de l’effet est renforcée. Dans les sections qui suivent, nous présentons un aperçu des données disponibles pour chacun des paramètres de santé récurrents (voir l’annexe E pour les références à l’appui). Bien que les données indiquent que des associations ou des effets statistiquement significatifs ont été trouvés pour ces paramètres, d’autres études peuvent n’avoir trouvé aucun effet ou association de ce type. Ces constatations ne sont pas décrites dans les résumés ci‑dessous.

A = données sur les animaux (effet statistiquement significatif et/ou effet indésirable causé par les SPFA); PE = perturbation endocrinienne; H = données humaines (association significative avec exposition aux SPFA).
- : Aucune donnée trouvée n’indiquait un effet causé par les SPFA (A) ou un lien avec l’exposition aux SPFA (H) (p. ex., effet/lien non observé, non évalué ou non trouvé).
+ : Effet récurrent chez l’organisme cible observé pour une seule SPFA du sous-groupe (couleurs pâles).
++ : Effet récurrent chez l’organisme cible observé pour plus de 1 SPFA du sous-groupe (couleurs foncées).
Gras : Les caractères gras indiquent que les données humaines et animales présentaient des effets pour plus d’une substance (++).
Source : adapté de Sanexen (2021)

7.2.1 Foie

Les effets sur le foie sont l’un des paramètres les plus étudiés, et on a obtenu des données pour 33 SPFA chez les humains et/ou les animaux. Dans les études épidémiologiques, l’exposition au SPFO et au PFHxS a été associée à un risque accru de certaines maladies du foie (p. ex., la stéatose hépatique non alcoolique, la cholélithiase, les dérèglements des canaux biliaires, l’inflammation lobulaire et portale, la fibrose hépatique). La modification des taux sériques d’enzymes et de bilirubine était le biomarqueur le plus courant des lésions hépatiques examinées dans les études épidémiologiques et de laboratoire. Une augmentation des concentrations d’enzymes hépatiques a été observée pour 8 APFC, 3 APFS, 2 substances à base de FT et 6 éther-SPFA, tandis que des variations contraires des taux de bilirubine ont été signalées pour 6 APFC, 3 APFS, 2 substances à base de FT et 4 éther-SPFA, ce qui indique la possibilité que la bilirubine ne soit pas un biomarqueur fiable des effets hépatiques dans ces cas. Dans les études de laboratoire, des signes d’hépatotoxicité relatifs au poids du foie et aux paramètres histopathologiques ont souvent été recherchés. Une augmentation du poids du foie et/ou des anomalies histopathologiques comme l’hypertrophie, l’hyperplasie et la nécrose hépatocellulaires ont été observées pour 11 APFC, 4 APFS, 2 dérivés de FASA, 5 substances à base de FT et 11 éther-SPFA. En outre, des modifications à l’homéostasie des lipides dans le foie ont été examinées dans le cadre d’études chez les animaux, et des données ont été rapportées pour 4 APFC, 3 APFS et 4 éther-SPFA. Des concentrations croissantes et décroissantes de triglycérides hépatiques et/ou de cholestérol total ont été présentées. Actuellement, le lien entre d’une part les modifications de ces paramètres après une exposition aux SPFA et d’autre part l’homéostasie lipidique n’est pas bien compris (Das et coll. 2017).

7.2.2 Reins

Les longues demi‑vies biologiques de certaines SPFA sont attribuées aux processus de réabsorption rénale, alors que la concentration de SPFA dans les tissus rénaux et les impacts connexes sur les reins sont préoccupants (Fenton et coll. 2021). Des effets nocifs associés à 29 SPFA ont été observés pour les reins chez les humains et/ou les animaux. Dans les études épidémiologiques, l’exposition au PFBA, à l’APFO, au PFHxS et au SPFO a été associée à un risque accru de maladie rénale chronique et/ou de goutte. En outre, les taux de filtration glomérulaire étaient souvent moindres après l’exposition à 9 APFC, à 3 APFS et au N-MeFOSA. Il convient de noter que le lien de causalité inverse est possible pour ce paramètre, ce qui signifie qu’une diminution de la filtration glomérulaire (p. ex., en raison d’une condition préexistante) peut entraîner une augmentation des concentrations de SPFA, et non pas que des concentrations accrues de SPFA entraînent une diminution des taux de filtration. Les biomarqueurs tels que l’acide urique sérique, l’azote uréique sanguin et la créatinine sérique peuvent fournir une indication de la fonction rénale. Ces biomarqueurs étaient pour la plupart accrus dans les études épidémiologiques et/ou de laboratoire réalisées sur 11 APFC, 3 APFS et 5 éther-SPFA. Dans les études chez les animaux, une variation du poids des reins a été constatée avec 6 APFC, 3 APFS, le N-MeFOSE, 3 substances à base de FT et 3 éther-SPFA. Avec la plupart des SPFA, on a noté une augmentation du poids des reins. Cependant, avec certaines SPFA, on a également constaté une diminution du poids des reins. La néphrotoxicité indiquée par les observations histopathologiques dans les modèles animaux se manifestait notamment par l’hypertrophie, la dégénérescence et/ou la nécrose ou la dilatation des tubules, la nécrose ou la fibrose des papillomes ainsi que la congestion corticale et/ou médullaire. De telles observations ont été rapportées pour 5 APFC, 2 APFS, 4 substances à base de FT et 3 éther-SPFA.

7.2.3 Système immunitaire

Le système immunitaire peut être une cible sensible pour les contaminants environnementaux. En effet, on a observé une immunotoxicité associée à l’exposition aux SPFA dans des études chez les humains et/ou les animaux réalisées sur 23 SPFA. Dans les études épidémiologiques, les paramètres étudiés étaient l’immunosuppression et le renforcement immunitaire.

L’immunosuppression désigne principalement la réduction des réponses en anticorps à la vaccination (p. ex., la rubéole, le tétanos, la diphtérie) et à l’augmentation de la fréquence des maladies infectieuses (p. ex., les infections de la gorge, des voies respiratoires et des oreilles, la gastroentérite, la laryngotrachéite aiguë). Une immunosuppression a été observée dans les études portant sur 6 APFC, 3 APFS et des FOSA. Dans les études chez les animaux, on a observé, après exposition à l’APFO, au SPFO et à l’HFPO-DA, une immunosuppression principalement sous forme d’une diminution de la réponse des anticorps aux antigènes (réponses par production d’anticorps dépendants ou indépendants des cellules T). Une réduction des concentrations, de la prolifération et/ou de l’activité des globules blancs a été constatée pour 3 APFC, le SPFO, le FTOH 8:2 et 2 éther-SPFA, ainsi qu’une fréquence accrue des maladies infectieuses pour le SPFO. Des examens récents, en particulier pour le SPFO et l’APFO, montrent que les résultats épidémiologiques concordent avec les observations trouvées dans des études chez les animaux indiquant l’importance de l’immunosuppression en tant que critère de toxicité (Dewitt 2019; NTP 2016).

En ce qui concerne le renforcement immunitaire, qui vise la sensibilisation allergique et/ou l’hypersensibilité (p. ex., l’asthme, la rhinite, la dermatite atopique), ce paramètre a été signalé dans les études épidémiologiques réalisées sur 7 APFC et 4 APFS. Dans des études de laboratoire portant sur l’exposition aux SPFA, on a observé une variation du poids des organes du système immunitaire, ainsi que des altérations histopathologiques. Dans ces études, on a noté une diminution du poids de la rate, du thymus et/ou des ganglions lymphatiques, souvent en lien avec des observations histopathologiques (diminution de la taille et/ou de la cellularité, nécrose et hyperplasie) dans ces organes et/ou dans la moelle osseuse. Au moins une de ces observations a été rapportée après l’exposition à 6 APFC, à 2 APFS, au N‑EtFOSE, à 3 substances à base de FT et à 2 éther-SPFA.

7.2.4 Reproduction

Les effets sur la reproduction associés à l’exposition aux SPFA ont été examinés dans des études effectuées sur 22 SPFA chez les humains et/ou les animaux. Dans les études épidémiologiques, on a constaté que la prééclampsie et/ou l’hypertension causée par la grossesse étaient associées à l’exposition à 2 APFC et à 3 APFS. En outre, une fécondabilité plus faible (c’est-à-dire la probabilité de conception au cours d’un cycle menstruel) et une infertilité plus élevée (c’est-à-dire un délai de grossesse supérieur à 12 mois) étaient liées à l’exposition à 2 APFC et à 2 APFS. Une augmentation de la prise de poids gestationnel a été notée dans des études épidémiologiques et/ou animales réalisées avec les substances APFO, SPFO, N-EtFOSAA et HFPO-DA. Des études de laboratoire et des études épidémiologiques ont examiné les effets d’une exposition aux SPFA sur les hormones de reproduction. La variation (augmentation ou diminution) des concentrations sériques d’œstradiol, de testostérone, de progestérone, d’hormone folliculo-stimulante et/ou de prolactine était le critère de toxicité le plus récurrent et a été associée à l’exposition à 7 APFC et à 3 APFS. En ce qui concerne les résultats des études sur la reproduction masculine, on a observé, pour 5 APFC, 3 APFS et des FOSA, une morphologie anormale des spermatozoïdes, une diminution du volume du sperme et une diminution de la motilité, de la concentration et/ou du nombre de spermatozoïdes dans les études épidémiologiques et/ou chez des animaux. En outre, une variation du poids des organes reproducteurs (p. ex., les vésicules séminales, les testicules et/ou les épididymes) a été signalée dans des études chez les animaux réalisées sur 4 APFC, 2 APFS, 2 dérivés de FASA, le FTOH 6:2 et 2 éther-SPFA.

7.2.5 Développement

Des études chez les humains et/ou les animaux ont fourni des données sur la toxicité pour le développement, associée à l’exposition à 23 SPFA. Différents scénarios d’exposition ont été pris en compte, notamment l’exposition de la mère avant ou pendant la gestation (p. ex., l’exposition in utero), l’exposition pendant la lactation, l’exposition postnatale ou une combinaison de ces expositions. Les critères les plus couramment étudiés étaient les effets sur la croissance prénatale et postnatale, notamment la diminution du poids à la naissance, la longueur à la naissance, l’indice pondéral et la circonférence de la tête. Ces résultats ont été observés dans des études épidémiologiques et/ou animales pour 9 APFC, 3 APFS, 2 FASA et leurs dérivés, le FTOH 6:2 et 4 éther-SPFA. Dans des études de laboratoire, on a également observé une augmentation de la mortalité prénatale et postnatale avec plusieurs de ces mêmes SPFA. De nouveau, dans des études de laboratoire, on a constaté un retard de l’ossification et la présence d’autres variantes squelettiques (fréquence accrue de défauts de la queue, du sternum et des membres) avec l’APFO, 2 APFS, le N-EtFOSE, le FTOH 6:2 et le HFPO-DA. L’apparition d’une fente palatine a également été notée après l’exposition au SPFO. Le retard de l’ouverture des yeux était récurrent dans les études chez les animaux effectuées avec 4 APFC et 2 APFS. Des modifications au développement du système reproducteur ont été notées à la suite de l’exposition à 8 APFC, à 4 APFS et à l’HFPO-DA. Dans des études épidémiologiques, ces modifications étaient liées à une variation de la distance ano-génitale, des concentrations hormonales et de l’âge moyen d’apparition de la puberté. Chez les animaux de laboratoire, les observations les plus fréquentes en matière de reproduction comprenaient une variation des taux d’hormones, une diminution du développement des cellules de Leydig, une modification de la fonction ovarienne et de la distance ano-génitale, un retard de la puberté et un développement anormal des glandes mammaires.

7.2.6 Fonction endocrinienne (glande thyroïde)

Certaines SPFA peuvent agir comme perturbateurs endocriniens et, plus particulièrement, avoir des effets sur la fonction thyroïdienne. Des effets sur la glande thyroïde et les glandes surrénales ont été rapportés dans des études portant sur 25 SPFA. Dans les études épidémiologiques, un risque accru de maladies thyroïdiennes (p. ex., l’hyperthyroïdie, l’hypothyroïdie) a été associé à l’exposition à l’APFO, au PFHxS et au SPFO. La variation (augmentation et/ou diminution) des concentrations sériques de l’hormone thyréostimulante, de la triiodothyronine et de la thyroxine était les signes les plus récurrents de la perturbation endocrinienne causée par les SPFA. Ces effets ont été observés à la fois dans des études épidémiologiques et en laboratoire, dans les sous-groupes des jeunes et des adultes, ainsi que chez les femmes enceintes (études épidémiologiques uniquement). Dans les études de laboratoire, on a observé une variation du poids de la glande thyroïde (principalement une augmentation, mais aussi une diminution) et/ou du poids des surrénales associée à 5 APFC, à 3 APFS, à 2 substances à base de FT et à 2 éther-SPFA. Des altérations histopathologiques de la glande thyroïde (principalement une hypertrophie et une hyperplasie, mais aussi des adénomes et une modification des colloïdes) ont été signalées pour 4 APFC, le PFHxS, le N-EtFOSE, 2 substances à base de FT et 2 éther-SPFA, tandis que des altérations histopathologiques des surrénales (notamment l’hypertrophie, l’hyperplasie, la nécrose, l’atrophie et la vacuolisation) ont été signalées pour 2 APFC et l’HFPO-DA.

7.2.7 Système nerveux

Les effets sur le système nerveux n’ont pas été étudiés aussi largement que les autres paramètres. Cependant, des effets récurrents ont été notés chez les humains et/ou les animaux exposés à 14 SPFA. Les effets sur le développement neurologique et les effets neurologiques (observés à l’âge adulte) ont été étudiés. En ce qui concerne les effets sur le développement neurologique, des études épidémiologiques ont examiné les résultats associés à 4 APFC, 2 APFS et les FOSA. Ces études ont montré que l’exposition à ces SPFA était associée à des effets mixtes sur le comportement (p. ex., le trouble du déficit de l’attention avec hyperactivité, le trouble du spectre autistique) et la cognition (p. ex., l’apprentissage, la capacité de lecture). Dans les études chez les animaux, des effets neurologiques sur le développement tels qu’un trouble comportemental, une modification du comportement spontané, de la fonction cognitive et/ou de l’activité motrice chez la progéniture de rongeurs ont été rapportés pour 3 APFC et 2 APFS. En ce qui concerne les effets neurologiques, les études de laboratoire portant sur 7 APFC, le SPFO et le FTOH 6:2 ont mis en évidence une neurotoxicité (notamment une cachexie, une léthargie, un retard du réflexe pupillaire bilatéral et des convulsions toniques en réponse à des stimuli), un trouble cognitif et/ou une perturbation de l’activité motrice (notamment la force de préhension et l’activité locomotrice) chez des modèles animaux.

7.2.8 Métabolisation et poids corporel

Certaines SPFA ont une structure semblable à celle des acides gras, qui activent les récepteurs activés par les proliférateurs de peroxysomes (PPAR). Comme les PPAR régulent la métabolisation des lipides et du glucose, on croit que les SPFA peuvent également avoir un effet sur la régulation du poids corporel et l’apparition du diabète. Les études de ces paramètres chez les humains et/ou les animaux réalisées pour 31 SPFA ont permis de constater des effets. Dans les études épidémiologiques effectuées avec 6 APFC et 3 APFS, une fréquence accrue du diabète gestationnel et/ou des concentrations accrues de biomarqueurs du diabète (p. ex., résistance à l’insuline, augmentation des concentrations sériques d’insuline et/ou de glucose) ont été observées pendant la grossesse. Cependant, ces résultats ont été observés de manière irrégulière chez les jeunes et les adultes (femmes non enceintes) exposés à des SPFA. Dans les études de laboratoire menées avec 4 APFC, le SPFO et 4 éther-SPFA, des concentrations accrues de biomarqueurs du diabète ont été constatés chez les animaux adultes. Les concentrations avaient également augmenté chez les mères et les jeunes exposés au SPFO.

En ce qui concerne le poids corporel, les études épidémiologiques menées chez les adultes ont montré une augmentation de la fréquence de l’obésité et/ou des biomarqueurs de l’obésité (p. ex., le tour de taille, l’indice de masse corporelle) associée à l’exposition à 3 APFC, à 3 APFS et au N-MeFOSAA. Chez les enfants, les résultats n’étaient pas aussi réguliers, le poids corporel et/ou les biomarqueurs de l’obésité augmentant parfois et diminuant parfois après l’exposition à 6 APFC, à 2 APFS et aux FOSA. Dans les études chez les animaux, le poids corporel a surtout diminué, bien qu’une augmentation ait également été observée avec plusieurs SPFA, surtout à faible dose. Des données étaient disponibles pour 9 APFC, 3 APFS, le N-EtFOSE, 4 substances à base de FT et 4 éther-SPFA.

Des variations (principalement sous forme d’augmentation) des concentrations de triglycérides et/ou de cholestérol sériques ont également été rapportées dans plusieurs études épidémiologiques, réalisées notamment pour 4 APFC, 3 APFS et 5 éther-SPFA. À l’inverse, les concentrations de lipides sériques ont généralement diminué dans les études sur les animaux menées pour 8 APFC, 4 APFS, 2 dérivés de FASA, 3 substances à base de FT et 6 éther-SPFA, ce qui peut être dû aux grandes différences dans les doses d’exposition (Fragki et coll. 2021).

7.2.9 Cancérogénicité

À l’aide du cadre des caractéristiques clés des cancérogènes pour l’identification des risques de cancer, Temkin et coll. (2020) ont employé une approche fondée sur le poids de la preuve (prise en compte des données épidémiologiques, des données in vivo sur les animaux et des données in vitro) pour évaluer 26 SPFA. Les auteurs ont constaté que de nombreuses SPFA présentaient plusieurs des caractéristiques principales des substances cancérogènes et que chacun des 26 produits chimiques, qui comprennent des carboxylates et des sulfonates de polyfluoroalkyle à chaînes longue et courte, des alcools de fluorotélomères, des esters de phosphate de polyfluoroalkyles et des carboxylates de fluoropolyéther, présentait au moins une caractéristique. Les SPFA bien étudiées, comme l’APFO et le SPFO, présentent jusqu’à cinq caractéristiques principales (p. ex., cancer induit par un stress oxydatif, une immunosuppression, une modification de la prolifération cellulaire, présence de modifications épigénétiques). En outre, une étude récente a révélé que les concentrations sériques de certaines SPFA dans le sang de pompiers américains étaient liées à un vieillissement épigénétique accéléré et à une méthylation de l’ADN spécifique d’un locus. Ces biomarqueurs de toxicité sont associés à de nombreuses maladies, dont le cancer (Goodrich et coll. 2021).

Bien que plusieurs études épidémiologiques et animales aient examiné le lien entre l’exposition aux SPFA et l’apparition de cancers, les données sont limitées principalement à l’APFO et au SPFO, et il y a moins de données pour un petit nombre d’autres SPFA, notamment les APFC, les APFS et les FASA. Dans la plupart des cas, aucune association cohérente n’a été observée entre l’exposition aux SPFA et le risque de cancer. Cependant, on a observé des signes crédibles d’une augmentation du cancer des reins et des testicules à la suite d’une exposition professionnelle et communautaire à l’APFO. Par conséquent, le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a classé l’APFO comme pouvant être cancérogène pour l’homme (groupe 2B). Étant donné que le poids de la preuve indique que l’APFO ne réagit pas avec l’ADN, le mode d’action est probablement dû à un mécanisme non génotoxique (CIRC 2017). À la suite de cette évaluation, le National Toxicology Program a publié les résultats d’une étude portant sur l’exposition de rats à l’APFO sur une période de 2 ans, y compris pendant la gestation et la lactation. Les résultats de cette étude ont montré une augmentation du nombre de tumeurs hépatiques et pancréatiques chez les rats mâles et une augmentation du nombre de tumeurs pancréatiques chez les rats femelles exposées à l’APFO, par rapport aux sujets du groupe témoin (NTP 2020).

7.3 Aperçu des doses minimales entraînant un effet nocif observé (DMENO)

Le tableau 5 présente un aperçu des doses les plus faibles auxquelles des effets nocifs ont été observés à la suite d’une exposition orale aux SPFA dans le cadre d’études chez les animaux. Les études ont porté sur les paramètres préoccupants les plus courants, et des résultats ont été obtenus pour 43 SPFA. Les doses minimales entraînant un effet nocif observé (DMENO) désignent les doses expérimentales externes en mg/kg p.c./j associées à des changements nocifs statistiquement significatifs pour un paramètre donné. La compilation des valeurs n’est pas exhaustive, notamment pour les SPFA pour lesquelles on dispose de beaucoup de données, l’accent ayant été mis sur les valeurs plus faibles. Les études toxicologiques menées sur divers modèles animaux de conception variée (p. ex., schémas posologiques, durée de l’étude, statistiques) ont été recensées et prises en compte. Étant donné que la détermination d’une DMENO varie selon les doses d’essai, on ne devrait pas comparer les valeurs rapportées pour les différentes substances sans tenir compte d’abord des doses sans effet nocif observé (DSENO). En effet, plusieurs DMENO étaient également la dose d’essai la plus faible dans une étude (p. ex., on n’a pas pu déterminer une DSENO). En outre, la dose la plus faible de l’essai variait parfois de plus d’un ordre de grandeur entre les études.

À ce jour, les chercheurs qui évaluent les dangers n’ont pas établi de consensus concernant les paramètres dénotant la plus grande sensibilité dans les études animales pour une SPFA donnée. C’est pourquoi il existe divers paramètres utilisés comme points de départ pour les évaluations des risques, ce qui explique en partie le large éventail de valeurs toxicologiques de référence observées par les gouvernements et les organisations dans le monde. Des évaluations récentes ont conclu que les effets sur le système immunitaire, qui ont été observés aux concentrations sériques de SPFA les plus faibles chez les animaux et les humains, sont critiques (EFSA 2020; US EPA 2022a, 2022b). Cependant, la science évolue rapidement et, comme on l’a observé dans le passé, il est possible que de nouvelles données indiquent que des effets se produisent à des doses plus faibles.

A/G = albumine/globuline; FSH = hormone folliculostimulante; LH = hormone lutéinisante; T3 = triiodothyronine; T4 = thyroxine; TSH = hormone thyréostimulante.
^a Le nombre de SPFA représente le nombre de substances différentes pour lesquelles des données ont été obtenues. Il peut y avoir plus d’une étude dans laquelle une DMENO a été établie pour une SPFA donnée.
Source : Sanexen (2021).

7.4 Mode d’action

Les mécanismes d’action des effets causés par les SPFA ne sont pas bien élucidés. On pense que bon nombre de ces effets sont médiés en partie par l’activation du récepteur alpha, lequel est activé par les proliférateurs de peroxysomes (PPARα) et module l’homéostasie des lipides et du glucose, la prolifération et la différenciation cellulaires et l’inflammation. Cependant, des études menées sur des animaux chez lesquels l’expression de PPARα a été supprimée ont également montré certains effets indésirables, notamment une stéatose hépatique (Das et coll. 2017) et de la toxicité pour le développement chez la souris (Abbott et coll. 2009), ce qui semble indiquer que des mécanismes autres que l’activation de PPARα sont également en cause. Il est plus probable que plusieurs récepteurs nucléaires, dont le récepteur constitutif d’androstane (CAR), jouent un rôle dans la médiation des effets causés par les SPFA dans les différents organes cibles (Elcombe et coll. 2010). Dans les études in vitro à haut débit, l’ensemble de données Tox21 de l’EPA montre que les APFC à chaîne courte et à chaîne longue, les APFS et les FTOH peuvent interagir avec environ deux douzaines de récepteurs nucléaires différents, le nombre de récepteurs variant selon le type de SPFA (Goodrum et coll. 2021).

7.5 Mélanges et effets cumulatifs sur la santé humaine

D’après les données d’échantillonnage environnemental et de biosurveillance, il est évident que les humains sont généralement exposés à plusieurs SPFA. Malgré le manque de données sur la toxicité d’un grand nombre de SPFA, il est également évident que les SPFA étudiées ont des effets communs sur des paramètres similaires (p. ex., le foie, le système immunitaire, la glande thyroïde, les lipides sériques). Étant donné l’exposition simultanée à de multiples SPFA et la similitude des paramètres touchés, les effets cumulatifs des SPFA sont préoccupants (ECHA 2022a). La plupart des études toxicologiques et épidémiologiques ont évalué les effets associés à l’exposition à une seule SPFA, mais bien que cette approche soit utile pour fournir des estimations robustes, spécifiques et non biaisées de l’effet, ces études ne sont généralement pas conçues pour évaluer le potentiel d’interaction, la non-additivité des effets ou les effets cumulatifs à des doses plus faibles. Les dangers de l’exposition aux mélanges de SPFA sont largement inconnus. Un nombre limité d’études in vivo et in vitro ont évalué l’effet interactif de plusieurs SPFA sur différents paramètres (voir Ojo et coll. 2021 pour un résumé). Des effets antagonistes, synergiques et additifs ont tous été observés dans différentes études et peuvent varier selon les espèces, les doses, les proportions de doses, la durée d’exposition et les composants du mélange (Ojo et coll. 2021). La complexité de ces observations montre l’importance d’envisager des stratégies et des cadres de regroupement (Cousins et coll. 2020b; Goodrum et coll. 2021) et d’intégrer les NAM lors de l’évaluation de la toxicité des mélanges de SPFA. Étant donné que l’apparition de synergies et d’antagonismes est relativement peu fréquente dans les évaluations de mélanges (Martin et coll. 2021), on pourrait appliquer par défaut l’approche dose-additivité, même si la similitude des composants est inconnue (Martin et coll. 2021). L’adoption de l’approche dose-additivité par défaut pour l’évaluation des dangers ou des risques a été jugée prudente et reflète mieux l’exposition dans le monde réel que l’évaluation de composés uniques (Backhaus et Faust 2012).

Auparavant, les études épidémiologiques étaient limitées en études des mélanges chimiques (p. ex., les mélanges de plusieurs SPFA), parce que de nombreux produits chimiques distincts sont corrélés entre eux (c’est-à-dire que les personnes exposées à des concentrations plus élevées de l’un sont souvent aussi exposées à des concentrations plus élevées d’un autre). Il est donc difficile de déterminer la contribution unique de chaque produit chimique ou d’en examiner les effets cumulatifs (Braun et coll. 2016). Ces dernières années, plusieurs outils statistiques novateurs ont été mis au point pour surmonter ces difficultés (Bobb et coll. 2018; Carrico et coll. 2015; Keil et coll. 2019). Grâce à ces outils nouveaux et en constante évolution, les épidémiologistes commencent à obtenir des preuves des effets cumulatifs sur la santé dus à l’exposition à des mélanges de SPFA (Rosato et coll. 2022). Ces travaux devraient également permettre de déterminer si certaines SPFA présentes dans un mélange peuvent être les « mauvais acteurs » à l’origine d’un effet de mélange. Un défi permanent dans ce domaine est d’identifier les mélanges statistiquement importants, c’est‑à‑dire les mélanges de SPFA auxquels les humains sont réellement exposés, par opposition à ceux pour lesquels les données de biosurveillance sont corrélées pour d’autres raisons (p. ex., des processus physiologiques communs, tels que les voies de distribution et d’excrétion).

7.6 Nouvelles approches méthodologiques pour l’évaluation des dangers pour la santé humaine

Les nouvelles approches méthodologiques (NAM, décrites précédemment à la section 6.2.5) offrent une solution économique en matière de temps et de ressources pour remplacer l’expérimentation classique sur des animaux et sont de plus en plus utilisées pour obtenir des données sur les dangers et les risques en vue de donner un ordre de priorité aux produits chimiques et d’évaluer les risques pour la santé humaine, tout en réduisant la dépendance à l’égard des modèles de mammifères. On a récemment élaboré des cadres décrivant des critères d’adéquation permettant d’évaluer et de rendre crédible l’utilisation des NAM dans des contextes réglementaires pour examiner les produits chimiques pour lesquels on dispose de peu de données (comme les SPFA) et donner confiance aux parties intéressées partout dans le monde à l’égard du fondement scientifique des NAM (Parish et coll. 2020).

L’utilité de détecter des milliers de produits chimiques à l’aide d’essais de toxicité in vitro à haut débit (US EPA 2021c) a été démontrée dans le cadre du programme existant de prévision de la toxicité (ToxCast; Judson et coll. 2010; Reif et coll. 2010; US EPA 2015) et de plus en plus par des efforts de collaboration, notamment l’initiative intitulée Accelerating the Pace of Chemical Risk Assessment (APCRA) (Paul Friedman et coll. 2020). Plusieurs SPFA sont actuellement répertoriées dans l’inventaire chimique ToxCast, qui révèle les caractéristiques qui pourraient être utilisées pour identifier les SPFA d’après leur potentiel d’immunotoxicité (Naidenko et coll. 2021) ou de cancérogénicité (Singh et Hsieh 2021).

Les SPFA (à l’exception du SPFO et de l’APFO) sont largement considérées comme pauvres en données, ce qui fait de ce groupe un candidat idéal pour la détection à haut débit (HTS) et le recours aux NAM afin de mieux comprendre les caractéristiques distinctes de cette classe de substances. Les NAM ont été utilisées pour générer des données à l’aide de techniques de détection à haut débit pour des sous‑ensembles apparentés de produits chimiques présentant des caractéristiques variées (c’est-à-dire des propriétés physico‑chimiques et structurales) et également pour modéliser et caractériser les dangers, notamment aux fins de l’extrapolation (Kuseva et coll. 2021). La mise en œuvre d’analyses in vitro et in silico pour étudier les propriétés mécanistes des SPFA a permis de révéler une interaction directe avec le récepteur activé du proliférateur de peroxysomes (PPAR) du récepteur nucléaire et d’autres facteurs de transcription (Almeida et coll. 2021; Azhagiya Singam et coll. 2020; Behr et coll. 2020; Houck et coll. 2021; Ojo et coll. 2020). Cependant, l’activation du PPAR n’explique pas entièrement à elle seule la toxicité des SPFA. D’autres mécanismes entraînant des effets tels qu’une perturbation du métabolisme et de la régulation du cholestérol, une immunotoxicité et une cancérogénicité jouent un rôle, et des NAM visant à identifier les substances de remplacement in vitro permettant de caractériser et de quantifier ces résultats sont en cours d’élaboration (Naidenko et coll. 2021; Singh et Hsieh 2021). Les efforts déployés par le gouvernement du Canada en vue d’utiliser les NAM pour combler les lacunes en matière de données sur les SPFA sont présentés plus en détail à la section 8.1.2.

8. Mesures prises au Canada et à l’étranger à l’égard des SPFA

8.1 Activités au Canada

8.1.1 Évaluation et gestion des risques au titre de la LCPE

Au Canada, 3 sous‑groupes bien définis de SPFA ont été évalués au titre de la LCPE. Ils ont été jugés préoccupants pour l’environnement et ont donc été ajoutés à l’Annexe 1 de la LCPE :

• le sulfonate de perfluorooctane et ses sels et précurseurs (SPFO) (EC 2006; SC 2006);
• l’acide perfluorooctanoïque et ses sels et précurseurs (APFO) (EC, SC 2012);
• les acides perfluorocarboxyliques à chaîne longue et leurs sels et précurseurs (APFC-LC) (EC 2012).

Ces substances de l’Annexe 1 englobent des sous‑groupes entiers formés en fonction des groupements préoccupants.

Dans la Stratégie de gestion du risque de 2006 pour le SPFO, l’objectif environnemental ultime était de réduire les concentrations de SPFO dans l’environnement canadien aux concentrations les plus faibles possibles (gouvernement du Canada 2006). En 2008, le gouvernement du Canada a publié le Règlement sur le sulfonate de perfluorooctane et ses sels et certains autres composés afin d’interdire la fabrication, l’importation, la vente et l’utilisation du SPFO, sauf pour un nombre limité d’exemptions pour permettre la transition vers des solutions de remplacement (gouvernement du Canada 2008). En 2009, le SPFO et ses sels ont été ajoutés à la Liste de quasi-élimination en vertu de la LCPE.

En 2010, le gouvernement du Canada a réalisé une entente intitulée Acides perfluorocarboxyliques et leurs précurseurs dans les produits perfluorés : aperçu de l’entente sur la performance environnementale. Pendant la durée de cette entente volontaire de 5 ans, les quatre entreprises participantes ont respecté leur engagement d’éliminer les APFO résiduels et les APFC-LC résiduels, ainsi que les précurseurs résiduels de leurs produits chimiques perfluorés vendus au Canada.

La fabrication, l’utilisation, la vente, la mise en vente et l’importation d’APFO, d’APFC-LC, de leurs sels et de leurs précurseurs, ainsi que des produits qui en contiennent, sont interdites depuis 2016 en vertu du Règlement sur certaines substances toxiques interdites (RCSTI), sauf pour un nombre limité d'exemptions (Canada 2012a). Par exemple, l’APFO et les APFC-LC présents dans certaines mousses AFFF pour des usages limités et dans des articles manufacturés sont exemptés. Le SPFO a également été ajouté au Règlement en 2016, ce qui a maintenu en vigueur les exigences du Règlement sur le sulfonate de perfluorooctane et ses sels et certains autres composés, et de retirer certaines exemptions. Par conséquent, ce Règlement a été abrogé. Le RCSTI vise actuellement 94 SPFA qui sont considérées comme étant présentes dans le commerce canadien, par l’intermédiaire de la Liste intérieure des substances (LIS), ainsi que d’autres SPFA dont la présence au Canada est inconnue.

En 2018, un document de consultation a été publié sur les modifications proposées au RCSTI (gouvernement du Canada 2018). L’approche réglementaire proposée serait de continuer à éliminer progressivement l’utilisation des substances toxiques actuellement réglementées. Certaines exemptions étaient initialement prévues pour le SPFO, l’APFO et les APFC-LC afin de permettre à certains secteurs du marché de faire la transition vers des solutions de remplacement. La prochaine étape en matière de gestion des risques pour ces substances consistera à supprimer ou à limiter dans le temps les exemptions restantes. Les commentaires et les renseignements reçus en réponse au document de consultation ont été pris en compte dans l’élaboration du projet de règlement, qui a été publié le 14 mai 2022 dans la Partie I de la Gazette du Canada (Canada 2022a).

En outre, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada sont responsables de l’administration du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (substances chimiques et polymères) et du Règlement sur les renseignements concernant les substances nouvelles (organismes) (RRSN). Ces règlements garantissent que les nouvelles substances (produits chimiques, polymères et organismes vivants ne figurant pas sur la LIS) seront évaluées en fonction des risques possibles pour la santé humaine et l’environnement et que, si nécessaire, des mesures de contrôle seront mises en place avant leur importation ou leur fabrication au Canada. Les SPFA ne sont pas regroupées lorsqu’elles sont évaluées en application du RRCSN; chaque nouvelle substance est déclarée au gouvernement à un moment différent et fait l’objet d’une évaluation individuelle des risques possibles pour l’environnement et pour la population générale découlant de ses utilisations industrielles et autres utilisations pertinentes (p. ex., utilisations par les consommateurs, cosmétiques, produits pharmaceutiques). Depuis 1994, environ un tiers des quelque 270 nouvelles SPFA ont fait l’objet de mesures de gestion des risques dans le cadre du régime encadrant les nouvelles substances afin d’atténuer les risques pour la santé humaine et/ou l’environnement. Elles comprennent des interdictions (Canada 2004) et des conditions ministérielles (Canada 1996). Une condition ministérielle est une mesure de contrôle visant à réduire au minimum un risque présumé pour la santé humaine ou l’environnement associé à une substance nouvelle, imposée en réponse à un soupçon que la substance puisse satisfaire aux critères de toxicité énoncés dans la LCPE. Les substances visées par les conditions ministérielles ne peuvent pas être inscrites sur la LIS et doivent donc être déclarées en vertu du régime de déclaration de substances nouvelles chaque fois qu’un nouveau déclarant souhaite importer ou fabriquer la substance.

L’évaluation d’une substance nouvelle prend en compte les risques concernant les activités déclarées, ainsi que toute activité possible avec la substance en question. Lorsqu’on soupçonne qu’une nouvelle activité (NAc) peut rendre la substance toxique, les dispositions relatives aux NAc de la LCPE (voir l’article 85 de la LCPE) peuvent être appliquées à une substance nouvelle par la publication d’un avis de NAc dans la Partie I de la Gazette du Canada. Un avis de NAc décrit les activités qui peuvent entraîner une quantité ou une concentration sensiblement plus grande de la nouvelle substance dans l’environnement, ou des différences importantes dans le mode ou les circonstances d’exposition. Conformément à la LCPE, une substance nouvelle ne figurant pas sur la LIS ou une substance existante qui y figure, peut faire l’objet d’un avis de NAc. Un avis de NAc s’applique, quelle que soit la personne qui utilise la substance. Toute personne souhaitant s’engager dans une nouvelle activité en rapport avec la substance en question est tenue de soumettre au ministre de l’Environnement une déclaration de nouvelle activité (DNAc) contenant tous les renseignements requis dans l’avis afin d’employer la substance pour l’activité proposée. Après avoir reçu les renseignements complets, le ministre de l’Environnement et le ministre de la Santé évalueront les risques associés à la substance en tenant compte de la nouvelle activité proposée, dans les délais prévus dans l’avis. Concernant les substances nouvelles qui ne figurent pas sur la LIS, un avis de NAc permet l’utilisation prévue de la substance décrite dans l’avis de substance nouvelle. Une substance nouvelle faisant l’objet d’un avis de NAc peut être inscrite sur la LIS. Jusqu’à ce que la nouvelle substance soit ajoutée à la LIS, les autres personnes doivent continuer à déclarer la fabrication ou l’importation de la substance nouvelle, comme le précise le RRCSN.

8.1.2 Activités prévues et futures de recherche, de suivi et de surveillance

8.1.2.1 Environnement

Le gouvernement canadien poursuit ses recherches depuis le début des années 2000 et a joué un rôle crucial pour éclairer l’élaboration des premières mesures réglementaires au Canada et à l’étranger. Voici quelques exemples récents de projets de recherche du gouvernement du Canada qui ont permis de recueillir des données préliminaires : 1) un projet de recherche sur les APFC-LC, le SPFO, l’APFO et les nouvelles SPFA (les SPFA zwitterioniques et cationiques) dans le réseau trophique d’eau douce du fleuve Saint‑Laurent (poissons, invertébrés, plantes aquatiques, eau et sédiments); 2) un projet de recherche sur les APFC‑LC, les SPFA‑LC, le SPFO, l’APFO et d’autres SPFA (acides fluorotélomériques, carboxylates de perfluoropolyéther, sulfonates de perfluoropolyéther, acides perfluoroalkyliques avec substitution de chlore) dans les influents et les effluents d’eaux usées ainsi que dans des carottes de sédiments prélevées dans le lac Ontario; et 3) une étude sur le terrain sur l’accumulation d’APFC-LC, de SPFO et d’APFO chez les poissons et les moules d’eau douce dans les milieux recevant des effluents d’eaux usées. Une étude portant sur la toxicité et la bioaccumulation de quatre substances perfluoroalkyliques à chaîne courte (C4 et C6) (2 APFC et 2 APSF) chez 3 espèces d’eau douce (escargot, amphipode et grenouille) a également été réalisée, et l’analyse des données est en voie d’être achevée. L’objectif principal de cette étude était de déterminer si la taille (longueur de la chaîne) ou le groupe acide carboxylique ou sulfonique de ces composés affectait leur toxicité et leur bioaccumulation dans les organismes aquatiques. De plus, plusieurs projets axés sur les effets ont débuté au cours de l’été et de l’automne 2019. Ces projets portent sur la bioaccumulation, la bioamplification, la toxicité aiguë et chronique, les effets multigénérationnels et le métabolisme des poissons.

Outre ces projets de recherche ciblés, le gouvernement du Canada effectue une surveillance étendue dans divers écosystèmes et biotes, comme décrit à la section 4.2. Les programmes de surveillance en vigueur comprennent la surveillance de l’air à Alert, au Nunavut, dans le bassin des Grands Lacs et à divers autres endroits par le truchement du réseau EAP; la surveillance de la qualité des eaux transfrontalières et le prélèvement d’échantillons de tissus de poisson dans des plans d’eau partout au Canada; le prélèvement d’échantillons d’eau de mer et de tissus animaux (ours polaires, phoques annelés et ombles chevaliers) ou d’œufs (oiseaux de mer) dans les régions arctiques et subarctiques dans le cadre des projets de surveillance et de recherche environnementales du PLCN; la surveillance des poissons et de la faune dans tout le Canada dans le cadre des programmes de recherche et de surveillance du PGPC; et enfin la surveillance des influents, des effluents et des résidus solides des STEU municipales.

Les chercheurs du gouvernement du Canada ont également publié de nombreux articles de synthèse sur les SPFA en lien avec l’écotoxicologie (résumés dans Ankley et coll. 2021), les priorités de recherche pour atteindre une qualité environnementale durable (Fairbrother et coll. 2019), les océans (Muir et Miaz 2021), l’Arctique (Muir et coll. 2019; Muir et de Wit 2010), les mammifères marins (Fair et Houde 2018) et les espèces sauvages (De Silva et coll. 2021; Houde et coll. 2011).

Les futurs travaux du gouvernement du Canada viseront à produire des données transcriptomiques, ainsi que protéomiques et lipidomiques, sur la relation dose-réponse chez les embryons et les adultes de poissons-zèbres exposés à des SPFA distinctes, à des mélanges simples et à des mélanges présents dans le monde réel. La recherche proposée est pertinente pour d’autres espèces écologiques et pour la santé humaine. Les chercheurs du gouvernement du Canada ont montré comment les données transcriptomiques obtenues par des essais sur les embryons de poissons-zèbres peuvent être liées aux voies associées aux effets toxiques pour déduire des inférences sur les effets apicaux interespèces qui pourraient résulter de l’exposition (Xia et coll. 2021). De plus, les améliorations apportées aux analyses chimiques ciblées et non ciblées (examinées dans De Silva et coll. 2021), associées aux techniques d’échantillonnage passif et aux essais s’appuyant sur les NAM, permettraient de caractériser les mélanges de SPFA pouvant être trouvés dans l’environnement. Enfin, plusieurs SPFA ont été incluses dans la version 2 de la Classification des risques écologiques des substances organiques (CRE2; ECCC 2022). La CRE2 est une méthode de hiérarchisation à haut débit qui utilise de nombreuses sources de données obtenues avec des NAM, notamment des données in silico, in chemico et in vitro, pour compléter les sources classiques in vivo.

8.1.2.2 Santé humaine

Depuis 2008, le gouvernement du Canada mène activement des recherches sur les effets de l’exposition aux SPFA sur la santé des Canadiens. Il s’agit notamment de recherches en laboratoire visant à évaluer le risque pour la santé associé aux SPFA, comprenant les APFC, les APFS, les fluorotélomères et les sulfonamides (Curran et coll. 2008; Dong et coll. 2016; Lefebvre et coll. 2008; Reardon et coll. 2021; Rowan-Carroll et coll. 2021), et de recherches épidémiologiques visant à évaluer les effets possibles de l’exposition aux SPFA (APFO, SPFO, PFHxS) pendant la grossesse, tant chez les mères que chez les enfants, notamment la prise de poids corporel et l’hypertension pendant la gestation, la prééclampsie, le diabète gestationnel, l’infertilité, le faible poids à la naissance et les marqueurs néonataux du développement du système immunitaire, la perturbation endocrinienne androgénique et les effets sur le métabolisme (voir Arbuckle et coll. 2020; Ashley-Martin et coll. 2015, 2016, 2017; Borghese et coll. 2020; Shapiro et coll. 2016 et Vélez et coll. 2015). En outre, la recherche toxicologique visant à améliorer la caractérisation des dangers associés aux congénères des SPFA qui ne sont pas bien étudiés (c’est-à-dire le PFUdA) est prévue afin d’accroître les connaissances sur la relation structure-activité entre les SPFA à chaîne courte et celles à longue chaîne.

Afin d’accroître les connaissances sur la classe des SPFA, le gouvernement du Canada dirige une initiative en collaboration avec des partenaires du milieu universitaire dans le cadre du programme Accelerating the Pace of Chemical Risk Assessment (US EPA 2021d), le but étant de démontrer comment on peut utiliser les variations dans l’expression des gènes comme points de départ pour prioriser les produits chimiques et caractériser les dangers. Dans cette étude de cas, on a d’abord élaboré un pipeline bio-informatique pour simplifier le traitement des données et établir des points de départ transcriptomiques (tPOD) pour des essais sur les effets d’un sous-ensemble de SPFA sur des microtissus du foie humain. Ensuite, les analyses ont permis de corréler la puissance chimique des SPFA sous‑catégorisées par la longueur de la chaîne carbonée, puis de classer les produits chimiques d’après leur puissance (c’est-à-dire leur potentiel à causer des effets sur le foie) à l’aide de données d’expression génique (Reardon et coll. 2021; Rowan-Carroll et coll. 2021). On a constaté que les valeurs estimatives établies in vitro pour le SPFO et l’APFO assurent une plus grande protection par rapport aux points de départ apicaux classiques, et on a trouvé des mécanismes sous-jacents communs des perturbations hépatiques causées par les SPFA par modification de la biosynthèse du cholestérol et du métabolisme des lipides, ainsi que par l’activation des PPARα (Rowan-Carroll et coll. 2021). D’autres études dans le cadre de cette initiative sont en cours afin d’évaluer davantage les principaux critères de toxicité utilisés comme cibles de catégorisation en vue des futures évaluations des SPFA, notamment pour l’élaboration et la validation de NAM, comme le modèle 3D de sphéroïdes hépatiques et le modèle d’embryon de poisson-zèbre.

De plus, le gouvernement du Canada mène des recherches en laboratoire pour élucider les mécanismes causant la suppression de la production d’anticorps, à l’aide de modèles de souris, et déterminer les effets de l’exposition à de faibles doses d’APFO et de SPFO sur la toxicocinétique chez les rats mâles. Des recherches sont également en cours afin de modéliser le comportement dose-réponse de diverses SPFA dans la population canadienne. Les travaux de recherche du gouvernement du Canada et de ses partenaires étrangers génèrent des données de toxicocinétique à haut débit afin d’extrapoler les doses‑réponses obtenues chez les animaux et la réponse aux concentrations biologiques in vitro aux concentrations d’exposition quotidienne de la population. En parallèle, des activités en laboratoire ont été entreprises pour étudier les marqueurs potentiels de la suppression immunitaire provenant d’études animales et pouvant être trouvés chez les humains. Cet ensemble de connaissances soutiendra l’élaboration de modèles toxicocinétiques, fournissant aux organismes de réglementation et aux scientifiques des outils pour prévoir l’exposition aux différentes SPFA et identifier les marqueurs possibles de la modification des fonctions immunitaires.

Les laboratoires de recherche du gouvernement du Canada ont également concentré leurs travaux sur l’amélioration des méthodes de détection analytique pour mesurer les propriétés des SPFA dans différents milieux d’exposition. Des méthodes d’analyse ont été élaborées pour caractériser un grand éventail de SPFA à l’aide d’approches standard d’analyse ou de détection des substances suspectes. Ces méthodes sont appliquées à divers environnements et milieux tels que le sang, le lait maternel, le sang de cordon ombilical, l’eau potable, les aliments et la poussière domestique (Kubwabo et coll. 2004, 2005, 2013; Monroy et coll. 2008; Rawn et coll. 2022a, 2022b). Ces méthodes de détection se sont avérées importantes pour normaliser la mesure des SPFA dans les enquêtes relatives à l’environnement et à la population.

Pour aider à caractériser et à comprendre l’exposition aux SPFA et les effets de ces substances sur les sous‑groupes de la population qui peuvent être plus sensibles ou plus fortement exposés, et être à différents stades de la vie, plusieurs études sont en cours, dont beaucoup s’appuient sur la plateforme de recherche MIREC. Des recherches ont été entreprises pour étudier les associations entre l’utilisation prénatale et postnatale autodéclarée de produits de soins personnels (c’est-à-dire des cosmétiques, des lotions, des produits capillaires) et les concentrations de SPFA mesurées au cours du premier trimestre dans le lait maternel et dans les préparations pour nourrissons. Comme les SPFA peuvent modifier la fonction immunitaire, des recherches sont également en cours pour caractériser les concentrations de SPFA pendant la grossesse et la réponse en anticorps de la mère et de l’enfant aux vaccins courants (c’est-à-dire contre la rougeole, les oreillons, la rubéole et la varicelle). L’analyse d’un groupe supplémentaire de 40 SPFA (y compris les composés hérités du passé, de rechange et de remplacement et les précurseurs) est en cours chez des femmes 10 ans après l’accouchement, et des travaux de recherche sur les effets de l’exposition à ces SPFA sur la santé suivront. De plus, une analyse des SPFA est en cours dans un échantillon de femmes de la cohorte CARTaGENE au Québec. Des recherches connexes examineront les associations avec les indicateurs de santé longitudinaux, en commençant par l’âge du début de la ménopause. À l’aide des données de l’ECMS, les travaux futurs pourraient également permettre d’explorer l’exposition aux SPFA, les effets sur la santé et plusieurs facteurs de sensibilité (p. ex., l’âge, le statut socioéconomique, l’origine raciale ou culturelle).

Les travaux de suivi et de surveillance, notamment ceux menés dans le cadre de l’ECMS et de l’étude longitudinale MIREC, continuent de recueillir et d’analyser des échantillons biologiques pour détecter les SPFA héritées du passé et de remplacement, ainsi que leurs précurseurs et métabolites (cette question est traitée plus en détail à la section 5). En outre, l’exposition environnementale aux SPFA a été surveillée dans le cadre de l’Enquête sur la poussière domestique au Canada, de l’Étude canadienne sur l’alimentation totale et de l’Enquête nationale sur l’eau potable. De même, les recherches financées par le Programme de lutte contre les contaminants dans le Nord fournissent également des données sur l’exposition aux SPFA dans les communautés des Premières Nations, des Métis et des Inuits du Nord. On trouvera de plus amples détails à la section 5.

Afin de caractériser l’exposition aux SPFA d’un groupe professionnel pouvant être très exposé, le gouvernement du Canada mène des recherches et surveille les concentrations d’exposition des pompiers aux produits chimiques, y compris les SPFA, dans le cadre des mesures prises au Canada pour aider à protéger les pompiers contre les produits chimiques dangereux (le gouvernement du Canada annonce un plan d’action pour protéger les pompiers contre les produits chimiques nocifs [Canada.ca]). L’exposition des pompiers aux produits chimiques est surveillée dans le cadre de divers projets de recherche en collaboration, y compris d’études portant sur des échantillons de sang et d’urine, et d’une collecte de lingettes pour la peau. Ces activités de recherche et de surveillance contribuent à déterminer les meilleures pratiques pour les pompiers afin de réduire les risques auxquels ils sont exposés.

Le gouvernement du Canada prévoit de se concentrer sur les dangers chimiques et l’exposition professionnelle et combinée propres aux pompiers. Il s’agira notamment d’élargir les initiatives de biosurveillance humaine en vigueur et d’élaborer un plan de suivi et de surveillance à long terme de cette population.

Les priorités actuelles de recherche sur les SPFA dans le cadre du PGPC du Canada comprennent la caractérisation de l’immunotoxicité, de l’hépatotoxicité et de la neurotoxicité (y compris l’utilisation des NAM) associée à l’exposition à 23 SPFA prioritaires ainsi qu’à des mélanges de SPFA pertinents pour l’environnement. Une analyse additionnelle des données de biosurveillance sera également nécessaire pour caractériser l’exposition et les effets environnementaux, comprenant l’identification des substances chimiques à l’aide de méthodes d’analyse de substances ciblées et non ciblées et de détection des substances suspectes.

8.1.3 Recommandations pour la protection de la santé humaine et de l’environnement

Un certain nombre de recommandations pour la protection de la santé humaine et de l’environnement ont été élaborées par le gouvernement du Canada (p. ex., les Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement) ou par l’intermédiaire du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME; p. ex., les Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement).

Des Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement ont été élaborées pour le SPFO dans les eaux de surface afin de protéger la vie aquatique, ainsi que dans les tissus des poissons, le régime alimentaire des mammifères et des oiseaux qui consommant du biote aquatique, et les œufs d’oiseaux (ECCC 2018). Il existe également des Recommandations canadiennes pour la qualité des sols et des eaux souterraines (RQS et RQE) pour le SPFO visant à assurer la protection de la santé humaine et de l’environnement (CCME 2021b). Ces recommandations comprennent plusieurs voies d’exposition, notamment les voies environnementales, l’eau potable, la migration hors site et la protection des eaux souterraines.

Il existe des Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada relatives aux SPFO et à l’APFO (SC 2018a, 2018b). En l’absence de recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada pour les SPFA autres que le SPFO et l’APFO, Santé Canada a établi des valeurs préliminaires pour l’eau potable (VPEP) relatives pour neuf SPFA sélectionnées^{Note de bas de page 5}. Ces recommandations pour la qualité de l’eau potable et ces valeurs préliminaires pour les SPFA sont utilisées pour évaluer la qualité des eaux souterraine ou de l’eau de surface potable dans les sites contaminés fédéraux et sont utilisées par les provinces et les territoires pour gérer l’eau potable dans leurs régions (SC 2022). En étroite collaboration avec le Comité fédéral‑provincial territorial sur l’eau potable, le gouvernement du Canada utilise une approche de groupe pour examiner les recommandations pour l’eau potable et les valeurs de détection des SPFA. En février 2023, un document de consultation a été publié au sujet d’une proposition d’objectif intérimaire proposé qui recommandera une valeur unique basée sur le traitement pour un groupe de SPFA dans l’eau potable (SC 2023b).

En l’absence de RQS canadiennes pour les autres SPFA pour le moment, Santé Canada a élaboré des valeurs préliminaires dans le sol (VPS) pour dix SPFA sélectionnées^{Note de bas de page 6}  (SC 2022). Ces VPS sont fondées sur des études scientifiques facilement accessibles. Elles ne sont pas soumises à l’examen approfondi effectué pour les RQS du CCME, qui font l’objet d’un examen interne par les pairs et d’une consultation publique avant d’être approuvées par le CCME. Ces VPS pour les SPFA sont utilisées pour évaluer les sols des sites contaminés fédéraux. De plus, compte tenu des incertitudes associées à l’évaluation de la contamination par les SPFA, l’emploi d’une approche de précaution est justifié. D’autres travaux sont en cours pour étudier la possibilité d’évaluer les SPFA dans les sites contaminés en tant que classe ou groupe de substances.

L’élaboration de recommandations sur la qualité de l’environnement pour l’APFO présent dans les eaux de surface, le sol et les eaux souterraines, est actuellement à l’étude.

Les provinces et les territoires élaborent des recommandations qui répondent à leurs propres besoins pour traiter les sites sur les terres relevant de leur compétence et sur les propriétés privées, y compris les installations industrielles. S’appuyant sur son règlement Contaminated Sites Regulation, la Colombie-Britannique a élaboré des recommandations pour l’APFO afin de protéger la santé humaine, et également pour le SPFO et le PFBS pour protéger l’environnement et la santé humaine (Government of British Columbia, 1996). En outre, l’Ontario a publié en mai 2021 des valeurs toxicologiques de référence pour le SPFO et l’APFO dans un document intitulé Human Health Toxicity Reference Values (TRVs) Selected for Use at Contaminated Sites in Ontario (OMECP 2021). Ces valeurs sont cependant inférieures aux valeurs toxiques de référence (VTR) élaborées par Santé Canada (2018a, 2018b) pour le SPFO et l’APFO, respectivement. Pour ce qui est de l’évaluation et de l’assainissement des sites pouvant être contaminés, dans les quatre provinces de l’Atlantique, les gouvernements de ces provinces ont adopté les niveaux préliminaires et les recommandations de Santé Canada et de la Colombie-Britannique pour l’eau potable et le sol, comme publié dans RBCA Atlantique Normes de qualité environnementale et Normes de voie spécifiques (APIRI 2021).

8.1.4 Sites contaminés

Les sites contaminés fédéraux sont situés sur des terrains appartenant au gouvernement fédéral ou étant loués par celui-ci, ou sur des terrains où le gouvernement fédéral a accepté la responsabilité de la contamination. L’Inventaire des sites contaminés fédéraux répertorie plus de 23 000 sites contaminés fédéraux présumés, actifs et fermés, dont plus de 100 présentent une contamination par les SPFA confirmée ou soupçonnée (voir la figure 3 à la section 2.3). Les sources les plus courantes de SPFA dans les sites contaminés fédéraux sont associées à l’utilisation de mousses AFFF et comprennent des activités telles que la formation à la lutte contre les incendies et l’entretien du matériel de lutte contre les incendies. Le gouvernement du Canada continue de prendre des mesures dans le cadre du Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF) afin de réduire les risques pour l’environnement et la santé humaine que présentent les sites contaminés fédéraux connus.

Environnement et Changement climatique Canada, Pêches et Océans Canada et Santé Canada sont des ministères experts à vocation scientifique qui appuient le PASCF en fournissant une orientation, une formation et des conseils pour l’évaluation des risques pour l’environnement et la santé humaine dans les sites contaminés fédéraux relativement dans leurs mandats. Par exemple, Pêches et Océans Canada a soutenu l’élaboration de rapports qui fournissent des données pertinentes sur le SPFO, notamment le Plan d’action pour les sites contaminés fédéraux (PASCF) : Document d’orientation sur l’évaluation du risque écotoxicologique (MPO 2022) et Document d’orientation sur l’évaluation et la gestion des sites aquatiques contaminés dans les ports actifs, version 1.1 (ECCC 2021). Santé Canada a préparé un Cadre d’évaluation des risques pour la santé humaine pour les sites fédéraux contaminés par des substances per- et polyfluoroalkyliques (SC 2019b) afin d’orienter les évaluations des risques pour la santé humaine dans les sites fédéraux contaminés par des SPFA associées à l’utilisation passée et/ou actuelle de mousses AFFF. Ce cadre est jugé « évolutif » et sera mis à jour en fonction des progrès scientifiquesseront réalisés dans ce domaine pour le garder actuel.

Les recommandations et les valeurs préliminaires (voir la section 8.1.3) peuvent être utilisées pour les sites contaminés afin d’évaluer les risques pour la santé humaine et l’environnement et d’établir des objectifs de remise en état (CCME 2021b; SC 2022). Il n’existe des orientations et des valeurs préliminaires que pour quelques SPFA et pour des voies spécifiques, ce qui n’assure donc pas une protection pour la santé humaine et l’environnement contre toutes les voies d’exposition et contre toutes les SPFA qui pourraient être détectées dans un site.. Cela pose des difficultés pour ce qui est d’évaluer et de gérer les risques dans des sites contaminés. Par exemple, les recommandations en vigueur pour l’environnement et d’eau potable n’ont pas été élaborées pour protéger les humains contre la consommation de poisson. Ainsi, des études supplémentaires propres au milieu (c’est-à-dire l’analyse des tissus de poisson) pourraient s’avérer nécessaires afin d’évaluer les risques associés à la consommation de poisson.

De nombreux défis techniques sont associés à l’évaluation, à l’assainissement (voir la section 3.2.6) et aux activités de gestion des risques dans les sites contaminés. L’élimination des déchets contaminés par les SPFA provenant de sites contaminés nécessite une attention particulière, étant donné la persistance à long terme (« éternelle ») de cette classe de contaminants. La suite analytique actuelledont disposent les laboratoires commerciaux pour les échantillons environnementaux ne vise qu’un faible pourcentage des SPFA connues dans leur ensemble et celles que l’on trouve particulièrement dans les mousses AFFF. Par conséquent, la capacité d’analyse actuelle ne prend en compte qu’un petit nombre des SPFA présent dans les sites contaminés par les mousses AFFF. L’approche actuelle, qui consiste à examiner individuellement un petit nombre de SPFA connues dans les sites contaminés, est limitée et entraîne des incertitudes en ce qui concerne l’évaluation, l’assainissement et la gestion des sites contaminés par des SPFA. Compte tenu des défis que présente la gestion des sites contaminés par les SPFA (mousses AFFF et autres sources), considérer les SPFA comme une classe réduirait l’incertitude et permettrait d’adopter une approche plus globale et plus prudente pour l’évaluation, l’assainissement et la gestion des sites contaminés par les SPFA.

Lorsque des risques pour l’environnement ou la santé humaine sont relevés sur des sites contaminés par des SPFA, des mesures peuvent s’avérer nécessaires pour éliminer ou réduire l’exposition aux SPFA. Ces mesures peuvent être de fournir des sources d’eau potable de remplacement (c’est-à-dire de l’eau en bouteille), d’installer des systèmes de traitement de l’eau, d’émettre des avis à la consommation d’aliments et d’assainir des zones précises du site pour éliminer les points chauds et les sources de SPFA. La surveillance et la gestion à long terme des sites contaminés par les SPFA sont essentielles, car les conditions environnementales touchant la migration ou la transformation des précurseurs de SPFA peuvent changer, la suite d’analyses des SPFA peut être élargie, et les recommandations pour la qualité de l’environnement peuvent être révisées. De plus, il est nécessaire de vérifier que les mesures d’atténuation réduisent effectivement l’exposition comme prévu.

8.1.5 Gestion des déchets

Au Canada, la gestion des déchets relève le plus souvent traitée au niveau provincial et territorial. Les provinces et les territoires réglementent ces activités, délivrent les permis et surveillent les installations de traitement et d’élimination des déchets, y compris les déchets solides municipaux et les déchets dangereux. La collecte, le recyclage, le compostage et l’élimination des déchets sont assurés par les autorités municipales. Le gouvernement du Canada est responsable du contrôle des activités de gestion des déchets sur le territoire fédéral et du mouvement international et interprovincial des déchets dangereux et des matières recyclables dangereuses. Le gouvernement du Canada peut également exercer ses pouvoirs en vertu de la LCPE et d’autres lois applicables à la gestion des déchets lorsqu’il existe un risque de rejet de substances toxiques (si elles figurent à l’annexe 1 de la LCPE) dans l’air, le sol et l’eau (CCME 2014).

La plupart des provinces et des territoires ont mis en place des règlements pour réglementer les activités et/ou les installations de gestion des déchets. Certains gouvernements choisissent d’énoncer toutes leurs exigences dans un règlement, tandis que d’autres préfèrent s’appuyer sur une norme ou un document d’orientation inscrits dans la réglementation. Cependant, le degré de détail ou l’étendue de ces exigences varie considérablement d’une région à l’autre au Canada. En outre, il n’y a aucune exigence particulière relative à l’acceptation et/ou à l’élimination des déchets contenant des SPFA dans aucun des règlements et/ou normes en vigueur dans les provinces et territoires, et les SPFA dans les sites d’enfouissement de déchets solides municipaux ne semblent pas être surveillées dans les provinces ou les territoires au Canada.

8.1.6 Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs

Au titre de l’Accord relatif à la qualité de l’eau dans les Grands Lacs (AQEGL), le Canada et les États‑Unis ont convenu de protéger la santé humaine et l’environnement par des mesures coopératives et coordonnées visant à réduire les rejets anthropiques de produits chimiques sources de préoccupations mutuelles (PCSPM) dans les eaux des Grands Lacs. En vertu de l’AQEGL, les parties se sont  entendues pour adopter, comme il convient, les principes de la quasi-élimination et du rejet nul en ce qui a trait au rejet et au contrôle des PCSPM. Le gouvernement du Canada a publié en 2022 la Stratégie canadienne de gestion des risques associés au SPFO, à l’APFO et aux APFC-LC pour les Grands Lacs (ECCC 2022). Ce document précise les mesures d’atténuation et de gestion des risques visant à mieux protéger les Grands Lacs contre ces substances.

Au moyen de l’Initiative de protection des Grands Lacs, le gouvernement du Canada prend des mesures pour relever les défis environnementaux les plus importants qui touchent la qualité de l’eau et la santé de l’écosystème des Grands Lacs tout en respectant les engagements du Canada pris en vertu de l’AQEGL. Afin d’appuyer l’objectif de réduction des rejets de produits chimiques nocifs, le gouvernement finance des projets visant à accroître la participation à des mesures qui vont au‑delà de la conformité réglementaire pour réduire les rejets de PCSPM (dont le SPFO, l’APFO et les APFC-LC) en élaborant, en mettant en œuvre, en évaluant et en favorisant l’application d’approches novatrices.

8.1.7 Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement

Le Règlement sur les substances appauvrissant la couche d’ozone et les halocarbures de remplacement (RSACOHR), pris en vertu de la LCPE, établit des règles sur l’importation, l’exportation et la fabrication de certaines substances appauvrissant la couche d’ozone (SACO) et certains produits contenant, ou conçus pour contenir, des SACO. Le règlement établit également des règles concernant les substances pouvant remplacer les halocarbures. Les hydrofluorocarbones (HFC), les hydrochlorofluorocarbones (HCFC) et les chlorofluorocarbones (CFC) sont des substances visées par le RSACOHR qui, dans la plupart des cas, sont également considérées comme des SPFA selon la définition de l’OCDE.

Les HFC remplacent les SACO et sont de puissants gaz à effet de serre, certains ayant un potentiel de réchauffement planétaire des centaines ou des milliers de fois supérieur à celui du dioxyde de carbone. Le RSACOHR exige une réduction de la consommation nationale de HFC de 85 % par rapport au niveau de référence d’ici 2036.

Les HFC sont importés en vrac au Canada pour être utilisés dans la fabrication, la réparation et l’entretien d'appareils de réfrigération et de climatisation, comme agents de gonflement dans la fabrication de produits en mousse et comme propulseur dans les produits aérosols. Pour remplacer les HFC, l’industrie s’est tournée vers les hydrofluoroléfines (HFO) pour certaines applications, car leur potentiel de réchauffement planétaire est beaucoup plus faible. Les HFO ne sont pas réglementées par le RSACOHR, mais sont considérées comme des SPFA selon la définition de l’OCDE.

Les tableaux 3 et 4 du RSACOHR comprennent certaines SPFA (HCFC et HFC) qui étaient réglementées auparavant par le RRCSN, mais pour lesquelles la gestion des risques a été annulée lorsqu’elles ont été assujetties au RSACOHR.

8.2 Activités internationales

Un nombre croissant d’autorités compétentes, y compris l’Union européenne et certains États des États‑Unis, traitent ou proposent de traiter les SPFA en tant que classe. Le gouvernement du Canada travaille avec d’autres gouvernements dans le cadre de plusieurs d’initiatives, notamment la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants, avec l’OCDE et, de façon trilatérale, avec l’EPA des États‑Unis et l’ECHA dans le cadre de l’initiative APCRA, afin de collaborer et de discuter des besoins scientifiques et en matière de réglementation. Nous présentons ci‑dessous des renseignements sur certaines mesures internationales clés.

8.2.1 Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants

La Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants (POP) vise à protéger la santé humaine et l’environnement contre les substances qui suscitent des préoccupations à l’échelle mondiale. Les POP figurant sur la liste de la Convention sont persistants, bioaccumulables, sont transportés sur de grandes distances et ont des effets nocifs importants sur la santé humaine et/ou l’environnement. La Convention exige des Parties qu’elles éliminent ou limitent grandement la production, l’utilisation, l’importation et l’exportation des POP produits intentionnellement et qu’elles mettent en œuvre des mesures pour réduire les POP produits non intentionnellement. En outre, les stocks et les déchets contenant des POP doivent être gérés et éliminés d’une manière sûre, efficace et écologiquement rationnelle. La Convention de Stockholm a évalué et inscrit  le SPFO, ses sels et le fluorure de perfluorooctane sulfonyle (PFOSF) en 2009; l’APFO, ses sels et les composés apparentés en 2019; ainsi que le PFHxS, ses sels et les composés apparentés en 2022.

En 2021, le gouvernement du Canada a désigné les APFC à longue chaîne à la Convention de Stockholm. Lors de la 18^e réunion du Comité d’étude des POP (du 26 au 30 septembre 2022), il a été décidé d’adopter le profil de risque et de passer à l’étape suivante, soit d’évaluer à l’évaluation de la gestion des risques, du processus d’inscription (POPRC 2022).

8.2.2 Groupe mondial sur les hydrocarbures perfluorés (OCDE)

Le Groupe mondial sur les hydrocarbures perfluorés, de l’OCDE, examine l’élaboration, la facilitation et la promotion des programmes internationaux d’intendance et des approches réglementaires visant à réduire les émissions de SPFA présentes dans les produits.

L’OCDE a mis en place un Portail sur les SPFA afin de faciliter l’échange d’information et de soutenir la transition mondiale vers des solutions de rechange plus sûres. Grâce à ce portail, les gouvernements et les industries peuvent échanger des renseignements sur les activités et les efforts fait en matière de réglementation et d’intendance, sur les mises à jour en matière de les développements scientifiques, sur les nouvelles technologies, sur les solutions de rechange disponibles et sur les événements liés aux SPFA. En 2017, l’OCDE a élaboré une liste non exhaustive de 4 730 SPFA, y compris des substances répertoriées dans le registre du Chemical Abstract Service, dans le cadre d’une nouvelle base de données mondiale exhaustive sur les SPFA. Cette liste est basée sur des sources d’information publiques, notamment des listes d’organismes de réglementation nationaux ou internationaux, des inventaires publics nationaux et/ou régionaux de produits chimiques en général et de produits chimiques à usages spécifiques, des inventaires nationaux et/ou régionaux de produits chimiques soumis à des règlements spécifiques et des bases de données scientifiques. Le Canada, les États‑Unis et l’Union européenne ont été les entités ayant le plus contribué à cette base de données sur les SPFA (OCDE 2018a). Comme il est indiqué à la section 1.1 (Champ d’application chimique), cette organisation a également rédigé le document de référence et d’orientation intitulé Reconciling Terminology of the Universe of Per- and Polyfluoroalkyl Substances: Recommendations and Practical Guidance (OCDE 2021).

8.2.3 États‑Unis

En octobre 2021, le gouvernement américain a annoncé l'adoption d’une approche pangouvernementale^{Note de bas de page 7} pour faire face à la contamination actuelle et future par les SPFA, qui comprend la feuille de route US EPA PFAS Strategic Roadmap (US EPA 2021e), destinée à guider les activités de l’EPA en matière de SPFA jusqu’en 2024. Selon cette feuille de route, l’EPA a proposé de prendre un certain nombre de mesures, notamment dans le cadre de son nouveau programme sur les produits chimiques, en ajoutant certaines SPFA à son Inventaire des rejets toxiques et en proposant une règle pour la collecte des données. L’EPA a également publié récemment sa stratégie nationale d’essai des SPFA (National PFAS Testing Strategy), qui s’appuie sur une approche d’essai par étapes pour identifier et sélectionner les SPFA candidates pour d’autres essais supplémentaires, en établissant des catégories de SPFA fondées sur les similarités structurelles, les propriétés physico‑chimiques, les données toxicologiques actuelles et les implications actuelles pour la fabrication (US EPA 2021f). Les données provenant de ces substances candidates peuvent être extrapolées pour caractériser le potentiel de danger du groupe plus large auquel elles appartiennent.

L’approche américaine comprend également des mesures prises par le Département de la Défense pour traiter les sites contaminés par les SPFA, par la Food and Drug Administration (FDA) pour étendre les essais à l’approvisionnement alimentaire, par le Département de l’Agriculture pour soutenir la recherche, par le Département de la Sécurité intérieure pour recenser les utilisations et les rejets de SPFA et adopter des mesures à l'intention des intervenants en cas d’urgence. Plusieurs autres organismes américains ont annoncé qu’ils mèneraient des travaux de recherche. Ces organismes ont également créé l’Interagency Policy Committee on PFAS, qui veillera à coordonner et à élaborer de nouvelles stratégies d’orientation pour soutenir la recherche, à l’assainissement et à l’élimination des SPFA dans l'ensemble du pays.

Les États‑Unis ont également pris un certain nombre de mesures concernant les SPFA dans l’eau potable, notamment le règlement Fifth Unregulated Contaminant Surveillance Rule visant à recueillir de nouvelles données sur 29 SPFA présentes dans l’eau potable (US EPA 2021g), et vont de l’avant avec l’élaboration de normes nationales primaires pour la qualité de l'eau potable pour l'APFO et le SPFO en vertu du Safe Drinking Water Act.

En 2016, la FDA américaine a révoqué un certain nombre d’autorisations pour l’utilisation des SPFA-LC dans les emballages alimentaires. En 2020, la FDA a annoncé l’abandon volontaire graduel du FTOH 6:2. À partir de 2021, les trois fabricants restants ont accepté de cesser progressivement sur 3 ans la vente de composés contenant du FTOH 6:2 comme substance entrant en contact avec les aliments. En 2019, un quatrième fabricant a cessé de vendre aux États‑Unis des matériaux contenant du FTOH 6:2 qui entrent en contact avec les aliments. Dans le but d’aider les acheteurs fédéraux à trouver et à obtenir des produits et services à privilégier du point de vue environnemental, l’EPA (2022) recommande la norme de certification du Biodegradable Products Institute (BPI) de 100 ppm de fluor total pour les articles de restauration (récipients, couverts, vaisselle) et les sacs à ordures. Le système de certification du BPI énonce que les produits chimiques fluorés organiques, tels que les SPFA ne peuvent être présents dans la formulation des articles portant la certification BPI^{Note de bas de page 8}. La limite de 100 ppm permet de reconnaître que des SPFA peuvent être présentes involontairement dans certains produits.

À l’échelle des États, la contamination de l’eau potable a conduit de nombreux États à interdire l’utilisation de mousses AFFF pour combattre les incendies contenant tout type de SPFA (Safer States 2021) : Arkansas, Californie, Colorado, Illinois, Indiana, Kentucky, Maine, Maryland, Louisiane, Michigan, Minnesota, Nevada, New Hampshire, Vermont, Washington, Virginie occidentale et Wisconsin. De nombreux États ont également pris des mesures pour interdire l’utilisation des SPFA dans les emballages alimentaires, notamment le Maine, New York, le Minnesota, le Vermont et Washington.

Certains États ont pris des mesures plus élargies concernant les SPFA, par exemple :

• la Californie
  • Interdiction d’utiliser tout type de SPFA dans les produits destinés aux jeunes (moins de 12 ans) d’ici 2023 (State of California 2021a)
  • Interdiction d’utiliser tout type de SPFA dans certains emballages alimentaires et obligation de divulguer leur présence dans les batteries de cuisine d’ici 2023 (State of California 2021b)
  • Interdiction d’utiliser tout type de SPFA dans les cosmétiques d’ici 2025 (State of California 2022)
• le Maine
  • La déclaration de la plupart des SPFA présentes dans les produits seront exigées à partir de 2023, et toutes les utilisations non essentielles seront complètement interdites d’ici 2030 (State of Maine 2021)
• le Vermont
  • Interdiction des SPFA dans les produits de consommation (tapis, moquettes, traitements après-vente et farts à ski) et les emballages alimentaires d’ici 2024 (State of Vermont 2021)
• le Maryland
  • Interdiction de 13 SPFA dans les cosmétiques d’ici 2025 (State of Maryland 2021)

8.2.4 Union européenne

Tout comme le Canada, l’Union européenne (UE) et ses États membres, sauf l’Italie, sont Parties à la Convention de Stockholm sur les POP.

Des restrictions sont actuellement en vigueur dans l’UE pour le SPFO et l’APFO, tandis que les restrictions concernant les APFC-LC (Commission européenne 2021) entreront progressivement en vigueur entre 2023 et 2025. En outre, l’UE évalue actuellement les restrictions visant le PFHxA^{Note de bas de page 9} et le PFHxS^{Note de bas de page 10}.

Certaines SPFA figurent sur la liste des substances extrêmement préoccupantes (SVHC) du règlement européen REACH (Règlement d’enregistrement, d’évaluation, d’autorisation et de restriction des substances chimiques), notamment le PFBS^{Note de bas de page 11} et le HFPO-DA (le sel d’ammonium du HFPO-DA est communément appelé GenX)^{Note de bas de page 12}.

En octobre 2020, la Commission européenne a publié un plan intitulé Chemical Strategy for Sustainability Towards a Toxic-Free Environment (Commission européenne 2020b), qui expose son intention d’interdire toutes les SPFA en tant que classe dans les mousses utilisées pour combattre les incendies ainsi que dans d’autres utilisations, en autorisant leur emploi uniquement lorsqu’elles sont essentielles pour la société. Cet objectif est fondé sur le grand nombre de cas de contamination du sol et de l’eau, y compris de l’eau potable, les risques inacceptables pour l’environnement et la santé humaine, et les coûts sociétaux et économiques connexes. L’UE s’est engagée à prendre d’autres mesures, notamment de traiter des SPFA dans les forums internationaux et de travailler sur les SPFA dans le cadre d’autres lois et règlements sur l’eau, les produits durables, les aliments, les émissions industrielles et les déchets, à soutenir la recherche et l’innovation pour assainir la contamination par les SPFA et à mettre au point des produits de remplacements des SPFA qui sont sûrs.

En janvier 2022, l’ECHA a présenté, pour examen par les comités scientifiques d’évaluation des risques et d’analyse socioéconomique et pour l'obtention de commentaires, une proposition visant à restreindre à l’échelle européenne l’utilisation des SPFA, quelles qu’elles soient, dans les mousses destinées à la lutte contre les incendies^{Note de bas de page 13}.

L’UE a également publié une proposition de restreindre l'utilisation des SPFA qui vise à réduire les rejets de SPFA dans l’environnement; une consultation de 6 mois au sujet de cette proposition a commencé le 22 mars 2023 (ECHA 2023).

8.2.5 Australie et Nouvelle-Zélande

Tout comme le Canada, l’Australie et la Nouvelle-Zélande sont Parties à la Convention de Stockholm sur les POP.

En général, l’Australie n’interdit pas ou ne restreint pas les produits chimiques industriels au niveau fédérale. Ces mesures de gestion des risques relèvent plutôt des États ou des territoires. En 2018, l’Australie méridionale a interdit les mousses fluorées pour la lutte contre les incendies en prévoyant une période de transition qui s’est terminée en janvier 2020. Le gouvernement australien a formulé des recommandations pour la qualité de l’eau potable et des eaux récréatives pour le SPFO, l’APFO et le PFHxS. Le Plan national de gestion environnementale des SPFA (Heads of EPA Australia and New Zealand 2020) fournit aux gouvernements fédéraux, des États et des territoires un cadre, basé sur les risques pour la réglementation des sites et des matériaux contaminés par les SPFA, et un accord intergouvernemental prévoit d’autres orientations spécifiques pour les mesures concernant les sites contaminés par les SPFA (Council of Australian Governments 2020). Le gouvernement australien soutient également la recherche sur l’exposition aux SPFA, leurs effets sur la santé et les nouvelles mesures d’assainissement.

En Nouvelle-Zélande, le SPFO et l’APFO ont été interdits en 2006, moyennant une exemption pour l’utilisation dans les mousses utilisées pour combattre la lutte contre les incendies. Cependant, depuis 2020, l’importation, la fabrication et l’utilisation de SPFO et d’APFO sont interdites sans aucune exemption.

8.2.6 Déclarations scientifiques internationales

Divers groupes de scientifiques du milieu universitaire et des gouvernements, ainsi que des organismes internationaux ont publié des déclarations proposant des recommandations concernant l’état actuel de la science, de la réglementation et des rejets de SPFA dans l’environnement. Les déclarations d’Helsingør, de Madrid et de Zürich sont des publications succinctes découlant de réunions d’experts sur les SPFA (Scheringer et coll. 2014; Blum et coll. 2015; Ritscher et coll. 2018). Les signataires de ces déclarations comprennent un nombre important de scientifiques provenant en grande partie d’établissements universitaires et internationaux.

La Déclaration d’Helsingør sur les substances alkylées poly- et perfluorochlorées (SPFA) (Scheringer et coll. 2014) décrit l’omniprésence des SPFA dans l’environnement, le manque de données à leur sujet, les risques de la transition de l’utilisation des SPFA réglementées vers des substances de remplacement fluorées, l’absence actuelle de surveillance réglementaire des substances de remplacement fluorées et les risques découlant d’une exposition croissante en raison de la stabilité des SPFA et de la présence de produits de transformation perfluorés dans l’environnement. La Déclaration demandait également la restriction des SPFA aux seules applications essentielles. La Déclaration de Madrid sur les substances alkylées poly- et perfluorées (PFAS) (Blum et coll. 2015) s’appuyait sur les préoccupations exprimées dans la Déclaration d’Helsingør, appelant la communauté internationale à limiter la production et l’utilisation des SPFA et formulant des recommandations spécifiques à l’intention des scientifiques, des gouvernements, des fabricants de substances chimiques et autres produits, des entreprises, des organisations et des consommateurs. La Déclaration de Zürich sur les actions futures concernant les substances per‑ et polyfluoroalkyliques (SPFA) (Ritscher et coll. 2018) fait également écho aux préoccupations des deux déclarations susmentionnées, et formule une série de recommandations pour aider à réduire et à restreindre l’utilisation des SPFA.

Dans l’ensemble, ces déclarations décrivent les défis liés à l’évaluation et à la gestion de l’exposition humaine et environnementale à la grande classe des SPFA et les préoccupations concernant le remplacement des SPFA à longue chaîne par des substances à chaîne courte. Des recommandations ont été formulées sur les actions de coopération et le renforcement des approches scientifiques et politiques concernant les SPFA. Bon nombre de ces éléments font valoir l’adoption d’une approche préventive et de précautions face à cette classe de substances.

9. Conclusion

Le grand nombre de substances composant la vaste classe des SPFA (section 1) et le large éventail d’utilisations associées (section 2.1) constituent un défi du point de vue de la gestion des produits chimiques. L’utilisation de grandes quantités de SPFA dans une très vaste gamme d’applications, notamment dans les emballages alimentaires, les médicaments, les cosmétiques, les textiles, les véhicules, l’électronique, les lubrifiants industriels et les mousses AFFF, continue d’accroître la charge dans l’environnement et l’exposition des humains. En raison de leur extrême stabilité ou parce qu’ils sont transformés en d’autres SPFA stables, l’effet net de la libération continue de ces substances dans l’environnement se traduira à long terme par une exposition humaine et environnementale directe. Le résultat de cette contamination irréversible ou, au mieux, peu réversible (ECHA 2022a), sera l’accumulation continue de SPFA chez les humains, dans les biotes et dans l’environnement.

L’exposition aux SPFA est encore amplifiée par la mobilité de ces substances (section 3.2.4) et leur potentiel de transport à grande distance (section 3.2.5). Comme certaines SPFA neutres sont très mobiles dans l’air (p. ex., les fluorotélomères) et que les formes ionisées sont mobiles dans l’eau (p. ex., les PFAA), les SPFA peuvent être transportées à de grandes et dispersées sur de vastes superficies, d’où une répartition mondiale. En outre, certaines SPFA à chaîne courte utilisées en remplacement des SPFA à longue chaîne interdites se sont avérées encore plus mobiles à l’échelle locale, et pourraient donc être transférées vers les cultures destinées à l’alimentation humaine et vers l’eau potable.

La combinaison de l’extrême persistance des SPFA, de leur mobilité permettant la migration locale et de leur potentiel de transport à grande distance dans l’environnement a donné lieu à une exposition généralisée aux SPFA dans un vaste éventail d’écosystèmes partout au Canada, ainsi que dans les biotes et chez les humains, comme le confirment les données de surveillance disponibles (sections 4 et 5). Les concentrations dans l’environnement sont les plus élevées à proximité des sources de rejets, mais elles sont également préoccupantes dans les régions éloignées des zones où elles sont produites et utilisées, notamment dans les régions arctiques et subarctiques du Canada, en raison du transport à grande distance, dont le transport par l’eau de pluie (section 4.1). Les études canadiennes de biosurveillance humaine ont noté une quasi-ubiquité du SPFO et de l’APFO dans le plasma humain (section 5.4), ce qui indique leur présence permanente. En outre, certaines SPFA ont été trouvées en concentrations significativement plus élevées dans certaines communautés autochtones ou nordiques que dans le reste de la population canadienne. Par ailleurs, certaines SPFA à chaîne courte, dont l’élimination est relativement rapide chez les humains, ont été détectées à une grande fréquence dans certains ensembles internationaux de données de biosurveillance humaine (p. ex., Poothong et coll. 2017), ce qui semble également indiquer une exposition permanente. Comme la surveillance a porté et continue de l’être sur une fraction relativement faible des SPFA existantes, l’étendue totale de l’exposition aux SPFA n’est pas connue.

Bien que des données aient été obtenues en grande partie pour un groupe limité de substances bien étudiées, on dispose de plus en plus de données probantes qui montrent un lien entre certaines SPFA et des effets toxiques chez les animaux sauvages et les humains. Les données pour la faune portent surtout sur un petit groupe d’espèces (p. ex., les poissons, les invertébrés aquatiques; voir la section 6). Cependant, il a été montré que les SPFA s’accumulent et causent des effets toxiques chez divers organismes. Des effets terminaux généralisés (p. ex., touchant la croissance, la reproduction et le développement) et mécanistes (p. ex., touchant l’immunotoxicité et la neurotoxicité) ont été rapportés dans la documentation scientifique, certaines espèces étant plus sensibles aux effets nocifs. Par exemple, on a constaté que les SPFA possèdent un potentiel élevé d’amplification dans les organismes aérobies (p. ex., les mammifères, les oiseaux), ce qui peut augmenter la probabilité de causer des effets nocifs. Il a également été montré que certaines SPFA sont facilement absorbées par l’humain et peuvent s’accumuler en raison d’une élimination lente et/ou d’une exposition continue. Tout comme dans les profils de toxicité observés chez les animaux sauvages, des effets ont été notés dans plusieurs organes et systèmes humains, notamment le foie, le système immunitaire, le système reproducteur, le développement, le système endocrinien (glande thyroïde) et le métabolisme (section 7).

Même s’il existe peu de données sur la plupart des substances et des groupes de la classe des SPFA, les préoccupations concernant les SPFA bien étudiées ont souvent attiré l’attention des autorités réglementaires (section 8). Par exemple, au Canada, le SPFO, l’APFO et les APFC-LC ont tous été jugés toxiques au sens de la LCPE et ont été interdits (moyennant un nombre limité d’exemptions). Ailleurs dans le monde, le SPFO et l’APFO ont été inscrits sur la liste des polluants organiques persistants de la Convention de Stockholm, et on a proposé que les APFC-LC (ainsi que leurs sels et les composés connexes) y figurent également. En raison notamment des diverses mesures réglementaires prises dans le monde entier concernant l’APFO et le SPFO, d’autres SPFA (p. ex., des APFC‑CC et des APFS‑CC) ont été introduites comme produits de remplacement. Au départ, on pensait que les substances de remplacement à chaîne courte présentaient un potentiel de bioaccumulation et de toxicité généralement plus faible, d’après les résultats des essais de toxicité standard effectués sur des espèces aquatiques d’eau douce comme les poissons, les daphnies et les algues. Cependant, les résultats sont de plus en plus préoccupants concernant plusieurs SPFA à chaîne courte étudiées séparément et/ou en groupes à mesure que les données deviennent plus nombreuses et disponibles pour d’autres espèces, notamment les mammifères. Récemment, il a été accepté d’ajouter à la Convention de Stockholm le PFHxS (utilisé dans certains cas comme produit de remplacement du SPFO et dans d’autres applications) ainsi que ses sels et composés apparentés. Un autre substitut, le PFBS, a été jugé extrêmement préoccupant dans le règlement européen REACH, tout comme le HFPO-DA, ses sels et ses halogénures d’acyle (le sel d’ammonium du HFPO-DA est communément appelé GenX). Dans d’autres applications, ces substances sont utilisées en remplacement du SPFO et de l’APFO, respectivement.

Malgré ces avancées, il subsiste des lacunes importantes dans les données sur la majorité des SPFA. Bien que l’on commence à obtenir des données sur d’autres SPFA (p. ex., ECCC 2023), il faudrait beaucoup de temps pour réaliser les études afin de combler entièrement les lacunes en matière de données et de caractériser le nombre important et sans cesse croissant de SPFA, une substance ou un groupe de substances à la fois. Entretemps, l’exposition des humains et de l’environnement continuerait d’augmenter, et de nouvelles SPFA pourraient être créées ou utilisées au Canada. Combler les lacunes en matière de données dans un délai suffisamment court pour traiter adéquatement ces substances par les méthodes classiques ne permettrait pas de prévenir de façon réaliste l’exposition future continue et à long terme.

De plus, bien que les études en laboratoire aient généralement porté sur des SPFA distinctes, les résultats de l’échantillonnage et de la biosurveillance de l’environnement indiquent que les humains et les biotes sont exposés simultanément à de multiples SPFA. De nombreux précurseurs commerciaux peuvent se transformer en acides stables, contribuant ainsi à cette exposition combinée. À l’heure actuelle, les dangers de l’exposition à de multiples SPFA sont en grande partie non connus, et les études limitées qui ont porté sur les effets interactifs ont donné des résultats complexes, y compris de nature synergique, antagoniste et additive, variant en fonction des conditions expérimentales. Étant donné la probabilité qu’il y ait une exposition simultanée à de multiples SPFA et un potentiel de causer des effets cumulatifs, on s’est beaucoup intéressé à la gestion de ces substances en tant que classe de composés (p. ex., Bil et coll. 2021; ECHA 2023; ECHA 2022a; EFSA 2020; HBM4EU 2019). Traiter les SPFA en tant que classe pourrait également réduire les risques de faire une substitution regrettable, soutenir des programmes de recherche et de surveillance plus globaux et permettre de réduire la libération et les rejets futurs de SPFA dans l’environnement.

La gestion et la réduction au minimum en amont demeurent les moyens les plus efficaces pour réduire les concentrations de SPFA dans de nombreux milieux récepteurs, et les seuls pour réduire les concentrations de ces substances dans les milieux environnementaux ambiants. Par conséquent, les scientifiques, les organismes de réglementation et d’autres organisations internationales préconisent ou utilisent de plus en plus de nouvelles approches pour traiter les SPFA (section 8.2). Par conséquent, dans la documentation scientifique, les chercheurs débattent de la meilleure façon de définir l’étendue des SPFA (p. ex., Kwiatkowski et coll. 2020, 2021; Singh et Papanastasiou 2021). Conscients de l’état actuel de la science et des rejets constants de SPFA dans l’environnement, divers groupes de scientifiques du milieu universitaire et du gouvernement ont également publié des déclarations (p. ex., les déclarations de Helsingør [Scheringer et coll. 2014], de Madrid [Blum et coll. 2015] et de Zürich [Ritscher et coll. 2018]), proposant et demandant d’appliquer le principe de précaution et de restreindre les utilisations des SPFA. Dans la communauté internationale, les États‑Unis ont récemment annoncé la mise en place d’une approche pangouvernementale pour endiguer la contamination actuelle et future par les SPFA. À l’appui de cette initiative, un groupe de 67 experts a adressé une lettre à l’EPA dans laquelle ils plaident en faveur d’une réglementation des SPFA comme classe de substances et qu’on élimine les utilisations nouvelles et non essentielles (Birnbaum et coll. 2021). En outre, l’UE a publié une proposition de restreindre les SPFA sur laquelle une consultation de 6 mois a commencé le 22 mars 2023 (ECHA 2023). Le contexte de cette approche est l’application du principe de précaution en raison de l’ampleur de l’incertitude scientifique qui entoure actuellement les SPFA moins étudiées.

En raison de l’extrême persistance des SPFA (de plus en plus appelées « substances chimiques éternelles ») et de leurs propriétés (potentiel d’accumulation dans les organismes et de bioamplification dans la chaîne trophique, capacité à être transportées localement et à grande distance, difficulté à les éliminer des sites contaminés, voire impossibilité de les éliminer de l’environnement au sens large), leurs concentrations dans l’environnement et l’absorption par les humains et d’autres biotes augmenteront, à défaut d’intervenir. Bien qu’il soit très difficile de comprendre les caractéristiques des SPFA dans tout leur éventail de structures, de plus en plus de données semblent indiquer que les préoccupations soulevées concernant les SPFA bien étudiées sont plus largement applicables qu’on le pensait. Par ailleurs, des études récentes semblent indiquer que la présence des SPFA dans l’environnement et l’exposition combinée à de multiples SPFA sont généralisées. Par conséquent, la présence de nouvelles SPFA détectées dans l’environnement et les lacunes dans les connaissances sur leurs effets cumulatifs permettent de croire qu’on sous-estime probablement les effets nocifs possibles rapportés par les études ayant principalement porté sur des SPFA distinctes ou des groupes limités de celles-ci.

Bien qu’il y ait peu de données disponibles sur l’ensemble des substances de la classe des SPFA, les données actuellement disponibles indiquent ce qui suit :

• l’utilisation généralisée des SPFA et leur ubiquité dans l’environnement ont entraîné une exposition environnementale et humaine continue à de multiples SPFA, comme le confirment les études de surveillance environnementale et de biosurveillance humaine, dont une exposition plus élevée dans certains sous-groupes de la population humaine;
• on s’attend à ce que les concentrations de SPFA dans l’environnement continuent d’augmenter en raison de l’introduction continue de ces substances dans l’environnement, car les SPFA sont à la fois extrêmement persistantes dans l’environnement et mobiles, et peuvent être transportées localement et à grande distance;
• les SPFA bien étudiées peuvent avoir des effets nocifs sur plusieurs systèmes et organes chez les humains et les espèces sauvages. Des données récentes montrent des effets sur la santé humaine à des concentrations plus faibles que ce qu’avaient indiqué les études précédentes;
• certaines SPFA bien étudiées ont montré leur capacité à s’accumuler et à être amplifiées dans les réseaux trophiques à un point tel qu’elles peuvent causer des effets nocifs pour les biotes, même à de faibles concentrations dans l’environnement;
• les potentiels d’exposition et d’effets cumulatifs sont des facteurs importants à considérer, car les humains et les espèces sauvages sont surtout exposés à un mélange inconnu de SPFA.

Malgré les incertitudes associées à la connaissance des caractéristiques des substances de tout l’éventail des structures des SPFA dans les ensembles de données toxicologiques, épidémiologiques et de surveillance portant sur un nombre limité de SPFA, de plus en plus de données probantes semblent indiquer que les préoccupations liées aux SPFA bien étudiées sont plus largement applicables qu’on le pensait. Ainsi, même si les dangers spécifiques associés aux mélanges de SPFA sont en grande partie inconnus, il existe un grand nombre de sources possibles de SPFA pouvant mener à une exposition et il est raisonnable de présumer que l’exposition à de multiples SPFA pourrait causer des effets cumulatifs.

Conformément à l’application d’hypothèses prudentes protégeant la santé humaine et l’environnement au moment de combler les lacunes dans les données, il est nécessaire de prévoir que les propriétés dangereuses relevées des SPFA bien étudiées pourraient également être intrinsèques à d’autres substances de la classe et que les expositions combinées à de multiples SPFA pourraient accroître la probabilité de causer des effets préjudiciables.

En raison de l’extrême persistance de ces SPFA, leurs répercussions possibles sur l’environnement devraient augmenter si on ne cesse pas d’y introduire ces substances. Compte tenu de ce que l’on sait des SPFA bien étudiées et de la possibilité que d’autres SPFA se comportent de la même manière, il est proposé de conclure que les substances de la classe des SPFA satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64a) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique. Cependant, il est proposé de conclure que les substances de la classe des SPFA ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64b) de la LCPE, car ces substances ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

En raison de l’utilisation répandue des SPFA et de l’omniprésence de ces substances dans l’environnement, les humains sont continuellement exposés à de multiples SPFA, ce qui pourrait causer des effets négatifs préoccupants. Étant donné les connaissances acquises sur les SPFA bien étudiées et la possibilité que d’autres SPFA se comportent de la même manière, ainsi que la crainte que des expositions combinées à de multiples SPFA augmentent la probabilité de causer des effets préjudiciables, il est proposé de conclure que les substances de la classe des SPFA satisfont au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ces substances pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est proposé de conclure que les substances de la classe des SPFA satisfont à un ou plusieurs des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

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Annexe A. Abréviations fréquemment employées pour désigner les SPFA

Abréviation : N.D. = non disponible.
^a Les abréviations des APFC et es APFS peuvent représenter soit la forme acide, soit la forme anionique de la substance chimique.

Annexe B. Données de biosurveillance : tableaux

^a Il est à noter que d’autres SPFA ont été mesurées dans les études indiquées dans ce tableau, mais que les fréquences de détection étaient inférieures à 10 %. Ces SPFA sont les suivantes : PFPeA, PFOPA, PFHxAD, PFODA, FOSAA, FTCA 5:3, FTCA 6:2, FTCA 7:3, FTCA 8:2, FTUCA 6:2, FTUCA 8:2, ADONA, GenX, 4:2 Cl-PFESA, diPAP 8:2, diPAP 8:2, monoPAP 8:2, FtS 4:2, FtS 6:2, FtS 8:2, 9Cl-PF3ONS, A11Cl-PF3OUdS, HFPO-DA, 7H-PFHpA, PFPiA 6:6, PFPiA 6:8, NVHOS, PMPA, PEPA, sous-produit du Nafion 1, PFO2HxA et PFO3OA. Certains autres précurseurs de SPFA détectés dans les études réalisées près de sources industrielles ou de sites contaminés ne figurent pas dans ce tableau, car ils ne sont pas des substances représentatives des auxquelles la population générale est exposée.
^b Fréquences de détection. Cycle 6 de l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS), 2018-2019, population totale du Canada (plasma, 3-79 ans, n = 2 354-2 514).
^c % > SD (seuil de détection). Population autochtone dans les réserves et sur les terres de la Couronne au Canada (2011), adultes canadiens (plasma, 20 ans et plus, n = 473) (AFN 2013).
^d Fréquences de détection. Étude américaine NHANES (National Health and Nutrition Examination Survey), 2017-2018, population totale des États‑Unis (sérum, n = 1 929).
^e % > SQ (seuil de quantification). France, 2014‑2016, Étude nationale Esteban, adultes (sérum, 18-74 ans, n = 744) (Fillol et coll. 2021).
^f % > SD. Suède, 2010‑2011, sous-groupe de Riksmaten (enquête nationale suédoise sur les habitudes alimentaires des adultes), adultes (sérum, 18-80 ans, n = 270) (Bjermo et coll. 2013).
^g Fréquences de détection. Biosurveillance en Californie (2020). Étude régionale de l’exposition en Californie, Région 2 (CARE-2), adultes (sérum, 18 ans et plus, n = 359) (Biomonitoring California 2020).
^h Fréquences de détection. Biosurveillance en Californie (2020), exposition des communautés asiatiques et des insulaires du Pacifique (Projet ACE) – ACE 2, adultes des communautés régionales asiatiques et insulaires du Pacifique (sérum, 18 ans et plus, n = 99) (Biomonitoring California 2020).

^a Il est à noter que d’autres SPFA ont été mesurées dans les études indiquées dans ce tableau, mais les fréquences de détection étaient inférieures à 10 %. Ces SPFA sont les suivantes : PFPeA, PFOPA, PFHxAD, PFODA, FOSAA, FTCA 5:3, FTCA 6:2, FTCA 7:3, FTCA 8:2, FTUCA 6:2, FTUCA 8:2, ADONA, GenX, 4:2 Cl-PFESA, diPAP 8:2, diPAP 8:2, monoPAP 8:2, FtS 4:2, FtS 6:2, FtS 8:2, 9Cl-PF3ONS, A11Cl-PF3OUdS, HFPO-DA, 7H-PFHpA, PFPiA 6:6, PFPiA 6:8, NVHOS, PMPA, PEPA, sous-produit du Nafion 1, PFO2HxA et PFO3OA. Certains autres précurseurs de SPFA détectés dans les études réalisées près de sources industrielles ou de sites contaminés ne figurent pas dans ce tableau, car ils ne sont pas des substances représentatives auxquelles la population générale est exposée.
^b Fréquences de détection. Corée du Sud, 2006‑2007, 3 régions (sang entier, 8‑82 ans, n = 319) (Cho et coll. 2015).
^c Fréquences de détection. Allemagne, 2019, adultes (étudiants de l’Université de Münster) (plasma, 20‑29 ans, n = 20) (Göckener et coll. 2020).
^d % > SQ. Allemagne, 2016, Munich (Site C, zone témoin), adultes (plasma, 18‑67 ans, n = 158) (Fromme et coll. 2017).
^e % > LMD (seuil médian de détection). Norvège, 2013‑2014, adultes vivant à Oslo, en Norvège (sérum, 20-66 ans, n = 61) (Poothong et coll. 2017).
^f % > SD (seuil de détection). Danemark (Groenland), 2010‑2011, 2013, 2015, projet ACCEPT (Adapting to Climate Change, Environmental Pollution and Dietary Transition), cohorte de naissances, femmes inuites groenlandaises enceintes (sérum, 18 ans et plus, n = 504) (Hjermitslev et coll. 2020).
^g Fréquences de détection. Îles Féroé, 2012, enfants, d’après l’étude de la cohorte 5, à la naissance (sérum, 5 ans, n = 51) (Dassuncao et coll. 2018).
^h % > LMD. Japon, étude de la cohorte à la naissance à Hokkaido, jumelages mères-enfants (plasma des mères, 31 [moyenne], n = 2 206) (Bamai et coll. 2020).

SD = seuil de détection; FD = fréquence de détection; MG = moyenne géométrique; n = nombre d’échantillons ou de participants.
^a Aux fins de comparaison de la population totale entre les cycles 1, 2, 5 et 6 pour l’APFO, le SPFO et le PFHxS, seules les données obtenues chez les participants de 20 à 79 ans ont été incluses dans le calcul des estimations, car les participants de moins de 20 ans ne faisaient pas partie du cycle 1 et les participants de moins de 12 ans ne faisaient pas partie du cycle 2. Pour la comparaison des populations totales entre les cycles 2, 5 et 6 pour le PFNA, le PFDA, le PFUnDA, le PFBA, le PFHxA et le PFBS, seules les données pour les participants de 12 à 79 ans ont été incluses dans le calcul des estimations, car les participants de moins de 12 ans ne faisaient pas partie du cycle 2.
^b Les données pour les cycles 1 et 2 ont été calculées en % < SD, et les % > SD ont été extraits. Les fréquences de détection ont été calculées pour les cycles 5 et 6.
^c Si la valeur de plus de 40 % des échantillons était inférieure au SD, la distribution en centiles a été présentée, mais les moyennes n’ont pas été calculées.
^d Les valeurs doivent être utilisées avec prudence en raison de leur grande variabilité.

SD = seuil de détection; FD = fréquence de détection; MG = moyenne géométrique; n = nombre d’échantillons/participantes; N.R. = valeur non rapportée.
^* Les valeurs % > SD ont été présentées pour l’étude réalisée chez les femmes du Nunavik dans Caron-Beaudoin et coll. (2020), et pour l’étude MIREC dans Fisher et coll. (2016). Les FD ont été présentées pour le cycle 5 de l’ECMS (SC 2019a; communication personnelle, courriel de la Division des études démographiques, SC, adressé au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes, SC, mai 2022; sans référence). Il n’est pas possible de comparer directement ces valeurs, car les FD sont pondérées pour être représentatives de la FD à l’échelle de la population.
^a Caron-Beaudoin et coll. 2020.
^b Fisher et coll. 2016.

SD = seuil de détection; FD = fréquence de détection; MG = moyenne géométrique; n = nombre d’échantillons ou de participants; N.R. = valeur non rapportée.
^a Les valeurs de % > SD ont été présentées dans les études de l’AFN 2013, Caron-Beaudoin et coll. (2019) et (2020). Les FD ont été présentées pour les cycles 1, 2 et 5 de l’ECMS et l’étude de Garcia-Barrios et coll. (2021). Il n’est pas possible de comparer directement ces valeurs, car les FD ont été pondérées pour qu’elles soient représentatives de la FD à l’échelle de la population.

Annexe C. Interprétation des données de biosurveillance : tableaux

La présente annexe contient les tableaux de données des figures 7 à 9 présentées à la section « Interprétation des données de BSH ».

^a Estimation d’après la somme des concentrations d’APFO, de SPFO, de PFHxS et de PFNA calculées pour chaque participant de l’étude (les calculs ne sont pas montrés).
^b Enquête canadienne sur les mesures de la santé, cycle 6 (2018‑2019), plasma, femmes, 18‑40 ans (la somme des concentrations de SPFA a été estimée d’après les données individuelles de l’ECMS [communication personnelle, courriel de la Division de la santé des populations, SC, adressé au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes, mai 2022; sans référence]).
^c Les valeurs doivent être utilisées avec prudence en raison de leur grande variabilité.
^d Femmes enceintes, sérum, 16‑40 ans (Caron-Beaudoin et coll. 2020).
^e Adultes, sérum (18‑80 ans) (Aker et coll. 2021).
^f Enfants et jeunes (3‑19 ans) (Caron-Beaudoin et coll. 2019).
^g Adultes (20‑79 ans) (Garcia-Barrios et coll. 2021).

^a Enquête canadienne sur les mesures de la santé, cycle 6, 2018‑2019, plasma, population totale, 3‑79 ans, n = 2 513 pour l’APFO et N = 2 514 pour le SPFO (SC 2021b).
^b Femmes enceintes, Nunavik, sérum, 16‑40 ans, n = 97 (Caron-Beaudoin et coll. 2020).
^c Adultes, population autochtone dans les réserves et sur les terres de la Couronne, plasma, 20 ans et plus, n = 473 (AFN 2013).
^d Adultes, peuples des Premières Nations dans le Dehcho (Territoires du Nord-Ouest), plasma, 20‑79 ans, n = 109 (Garcia‑Barrios et coll. 2021).
^e Adultes, peuples des Premières Nations à Old Crow (Yukon), sérum, 20‑79 ans, n = 54 (Garcia-Barrios et coll. 2021).
^f Adultes, Inuits de 14 villages au Nunavik (côtes de la Baie d’Hudson et de l’Ungava) au Québec, plasma, 18 ans et plus, n = 500.

Annexe D. Données de biosurveillance chez les pompiers : tableaux

N.R. = valeur non rapportée (lorsqu’il y a un grand nombre d’échantillons sous le seuil de détection); N.S. = valeur non surveillée (substance non surveillée dans l’étude); MG = moyenne géométrique; IC = intervalle de confiance.
^a Médiane.

Annexe E. Documents consultés au sujet des effets sur la santé : renseignements présentés dans les sections 7.2.1 à 7.2.8