Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement Bisphénol A

Environnement et Changement climatique Canada

juin 2018

Introduction

Les Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement (RFQE) sont des points de référence pour la qualité de l’environnement. Elles sont basées uniquement sur les effets ou les risques toxicologiques de substances ou de groupes de substances spécifiques. Elles ont trois fonctions. En premier lieu, elles peuvent servir d’outil de prévention de la pollution en fournissant des objectifs pour la qualité acceptable de l’environnement. En deuxième lieu, elles peuvent aider à évaluer l’importance des concentrations des substances chimiques actuellement présentes dans l’environnement (surveillance des eaux, des sédiments et des tissus biologiques). Enfin, elles peuvent servir de mesures de la performance des activités de gestion des risques. Le recours aux RFQE est volontaire, à moins que celles-ci ne soient exigées en vertu d’un permis ou d’autres outils de réglementation. Par conséquent, ces RFQE, qui s’appliquent à l’environnement ambiant, ne constituent pas des limites pour les effluents ni des valeurs « à ne jamais dépasser », mais elles peuvent être utilisées pour le calcul de telles limites. L’élaboration des RFQE relève de la responsabilité du ministre fédéral de l’Environnement, en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE] (Gouvernement du Canada (GC) 1999). L’objectif est d’élaborer des RFQE pour appuyer l’évaluation/gestion des risques des produits chimiques d’intérêt prioritaire recensés grâce au Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) ou d’autres initiatives fédérales. Dans la présente fiche d’information, nous décrivons les RFQE pour l’eau, les sédiments et les tissus biologiques pour la protection de la vie aquatique et des mammifères qui consomment des espèces aquatiques contre les effets nocifs du bisphénol A (BPA) (tableau 1). La présente fiche d’information est basée en grande partie sur les données contenues dans le Rapport d’évaluation préalable (REP) publié dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques du Canada (Environnement Canada, Santé Canada (EC, SC) 2008) et a été révisée suite à des commentaires du public.  

Étant donné que ce sont des points de référence pour la qualité du milieu ambiant et qu’elles sont fondées uniquement sur des données sur les effets toxicologiques, les RFQE sont similaires aux recommandations du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME). Lorsque des données le permettent, les RFQE sont établies en suivant les méthodes du CCME. Les RFQE sont élaborées lorsque le gouvernement fédéral a besoin d’une recommandation (p. ex., pour soutenir les activités fédérales en matière de gestion ou de surveillance des risques), et que les recommandations du CCME pour une substance donnée n’ont pas encore été établies ou ne devraient pas être mises à jour dans un proche avenir.

*Valeurs nominales pour 1 % de carbone organique

ps – poids sec; ph -= poids humide.

Identité de la substance

Le BPA, 4,4'-(propane-2,2-diyl)bisphénol (n^o CAS 80-05-7), est un composé organique synthétique possédant deux groupes fonctionnels phénol. Il est utilisé pour la production de résines époxydes et de  polycarbonates. Le BPA est considéré par le Bureau européen des produits chimiques comme un produit toxique pour la reproduction de catégorie 3, c’est-à-dire une substance qui est préoccupante pour la fertilité humaine en raison de preuves de toxicité pour la reproduction obtenues chez des animaux de laboratoire (EC, SC 2008). Environnement Canada et Santé Canada ont évalué les effets potentiels du BPA sur la santé humaine et l’environnement, en tenant compte de sa persistance et de son potentiel de bioaccumulation (EC, SC 2008). En se basant sur cette évaluation, il a été conclu que le BPA pénètre ou peut pénétrer dans l’environnement en une quantité ou une concentration ou dans des conditions qui ont ou qui peuvent avoir un effet nocif immédiat ou à long terme sur l’environnement ou sur sa diversité biologique et qui constitue ou peut constituer un danger au Canada pour la vie humaine ou la santé humaine (EC, SC, 2008). Le BPA satisfait aux critères de persistance dans les sédiments (mais non dans l’air, l’eau ni les sols), mais ne répond pas aux critères de potentiel de bioaccumulation (EC, SC 2008), stipulés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (GC 2000). Il existe un certain nombre de sources de BPA, y compris la production, l’utilisation et l’élimination de nombreux polymères. En outre, dans des conditions anaérobies, un composé connexe, le tétrabromobisphénol A (TBBPA), peut être débromé dans l’environnement pour former du bisphénol A (BPA). Par conséquent, la présence de BPA dans l’environnement peut être due à des rejets directs, mais il y a également une forte possibilité qu’elle soit due à la débromation de TBBPA. Des RFQE pour le TBBPA ont également été établies (EC 2016).

Utilisations

Aucun BPA n’a été produit au Canada au-delà du seuil déclarable de > 100 kg, en 2006. Cependant, de 100 000 à 1 million de kg y ont été utilisés, et environ 500 000 kg y ont été importés sous forme de BPA ou de composant de mélanges ou des produits manufacturés (EC, SC 2008). Les principales utilisations du BPA déclarées au Canada étaient les suivantes : résines, agents de traitement, durcisseurs, monomères, cartons d'emballage, boîtes métalliques et revêtements industriels (EC,SC 2008). Le BPA est largement utilisé dans des polycarbonates pour la fabrication de disques compacts, de contenants en contact avec les aliments et les boissons (p. ex., bouteilles, pichets, bonbonnes d’eau, vaisselle et contenants), les canalisations d’eau, les dispositifs médicaux, les applications de glaçage, les films ainsi que par les industries de l’électricité, de l’électronique et de l’automobile (EFSA 2006, NTP 2007). Le gouvernement du Canada a pris un certain nombre de mesures de gestion des risques afin de réduire les rejets dans l’environnement, y compris un avis de planification de la prévention de la pollution pour les utilisateurs industriels et commerciaux de BPA, ainsi qu’une entente sur la performance environnementale avec les usines de recyclage du papier. Dans les deux cas, les concentrations cibles de rejets dans les effluents industriels et des usines de recyclage du papier ont été établies à 1,75 µg/L, en se basant sur une concentration prévue sans effet (CPSE) tirée du REP de 2008 (GC 2012a, 2013). Toutes ces mesures devraient permettre de réduire les intrants dus aux  sources ponctuelles dans les usines de traitement des eaux usées et les eaux de surface. Pour ce qui est des préoccupations concernant la santé humaine, le gouvernement du Canada a interdit l’importation et la vente de biberons en polycarbonate contenant du bisphénol A (GC 2012b), et poursuit ses efforts visant à réduire au minimum l’exposition due à des contenants alimentaires, afin de s’assurer que l’exposition de la population canadienne au BPA est la plus faible possible, en particulier celle des nouveau-nés et des nourrissons (SC 2012).

Devenir, comportement et répartition dans l’environnement

Le BPA est caractérisé par une faible pression de vapeur (5,3 × 10^-6 Pa) et une solubilité modérée dans l’eau (120-257 mg/L) (EC, SC 2008). Le logarithme de son coefficient de partage carbone organique-eau (log K_co) est de 2,85 (ECB 2003; Loffredo et Senesi 2006), indiquant une affinité modérée pour les sédiments. Lorsque du BPA est rejeté dans l’atmosphère, il devrait presque entièrement se retrouver dans la phase particulaire et devrait être éliminé dans les dépôts secs ou par photolyse (Eisenreich et coll. 1981). La faible fraction présente en phase vapeur devrait réagir avec des radicaux hydroxyles produits photochimiquement (demi-vie ~ 0,13 jours; AOPWIN 2000) ou être photolysée. Lorsque du BPA est rejeté dans l’eau, la majeure partie (96,9 %) devrait y rester en raison de sa solubilité modérée (EQC 2003). De même, en raison de sa tendance modérément faible à se répartir dans le carbone organique, la majeure partie du BPA (78,7 à 99,3 %) se retrouvera dans le sol lorsque le récepteur primaire après le rejet est le sol. La biodégradation devrait être le processus dominant d’élimination du BPA dans la plupart des milieux aquatiques et terrestres, les demi-vies par biodégradation étant inférieures à quatre jours dans les eaux naturelles (Dorn et coll. 1987). Cela permet de croire que le milieu dans lequel le BPA est rejeté peut jouer un rôle particulièrement important pour son devenir et sa répartition dans l’environnement. De nombreuses études ont montré que le bisphénol A ne se dégrade pas ou seulement lentement dans des conditions de concentration d’oxygène faible ou nulle (Ronen et Abeliovich 2000, Voordeckers et coll. 2002, Ying et Kookana 2003, Ying et coll. 2003). Sa présence, mesurée dans les sédiments, un milieu dans lequel il n’est pas rejeté directement, est une preuve supplémentaire de cette lente dégradation.

La gamme de pK_a élevée, de 9,59 à 11,30, indique que le BPA est un acide très faible (EC, SC 2008). Shareef et coll. (2006) n’ont rapporté aucune variation significative de la solubilité du BPA dans la gamme de pH de 4 à 10, ni aucun changement de la force ionique (jusqu’à 0,1 mole/L de nitrate de potassium). L’adsorption du BPA sur le sol est généralement réversible, la désorption se produisant rapidement et complètement. Il est donc anticipé qu’il sera lixivié en profondeur dans le sol, et pourrait contaminer les eaux souterraines lorsque les sols sont sableux et acides (Loffredo et Senesi 2006). La contamination potentielle des eaux souterraines due à la contamination des sols par le BPA est spécifique du site et il est donc difficile de la prévoir pour l’ensemble du paysage canadien (EC, SC 2008), mais elle pourrait prendre la forme de contamination par des infiltrations souterraines provenant de décharges, d’infrastructures municipales de traitement des eaux usées ou de fosses septiques (Rudel et coll.1998).

Le logarithme du coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) est de 3,32, suggérant que le BPA peut avoir un certain potentiel d’accumulation dans les organismes. Cependant, cette substance présente un faible potentiel de bioaccumulation, basé sur son facteur de bioconcentration (FBC) établi pour les poissons et d’autres espèces aquatiques. Les FBC mesurés vont de 3,5 à 68 chez les poissons (NITE 1977, Lindholst et coll. 2001, Lee et coll. 2004), mais sont plus élevés chez les palourdes d’eau douce (107 à 144; Heinonen et coll. 2002) et les grenouilles (131 à 147; Koponen et coll. 2007). Takahashi et coll. (2003) ont calculé des facteurs de bioaccumulation (FBA) de 18 à 650 pour le périphyton et de 8 à 170 pour le benthos, et ont suggéré que les aliments peuvent constituer une voie importante d’absorption pour les organismes dans le milieu aquatique.

Concentrations mesurées

Environnement Canada et Santé Canada (2008) ont rapporté des concentrations ambiantes de BPA au Canada, atteignant respectivement 12 μg/L et 0,061 μg/kg ps dans les eaux de surface et les sédiments. La majeure partie des concentrations mesurées dans les eaux de surface était beaucoup plus faible que la valeur maximale rapportée, les concentrations allant de 0,01 à 0,1 μg/L. Plus récemment, le programme de surveillance du PGPC a rapporté des concentrations de BPA au Canada dans divers milieux (ECCC 2016a,b,c,d). Les valeurs maximales rapportées lors de ces études étaient les suivantes : 9,7 ng/L dans les eaux de surface du bassin ouest du lac Érié (2012); 8025,6 ng/L dans des eaux de surface ne provenant pas des Grands Lacs, à Lower Beaverdams, (ON) (février 2012); 51 ng/g dans les sédiments de surface prélevés dans la région du Pacifique (2014); 70 ng/g dans des carottes de sédiments prélevées en Ontario (2013); 97 ng/g dans des sédiments en suspension prélevés au Québec (2013); 36,33 pg/g ph dans des carpes (Cyprinus carpio), dans la baie de Hamilton(ON) (2004) (ECCC 2016a,b,c,d). Plus précisément, pour les eaux de surface, les concentrations de BPA dans les Grands Lacs (2012) allaient de 5 à 9,7 ng/L (moyenne de 5,3 ng/L; 80 % des échantillons étaient sous la limite de détection de 5 ng/L) (ECCC 2016a). Les concentrations de BPA dans les eaux de surface, c’est-à-dire des rivières, des ruisseaux et des lacs à l’exception des Grands Lacs (entre 2008 et 2012) allaient de 5 à 8 025,6 ng/L (moyenne de 79,42 ng/L; 46 % des échantillons étaient sous la limite de détection de 5 ng/L) (ECCC 2016b). Les concentrations dans les sédiments de surface allaient de 2 à 51 ng/g (moyenne de 6,0 ng/L; 67 % des échantillons étaient sous la limite de détection de 2 ng/g) (ECCC 2016c). Les concentrations dans les carottes de sédiments allaient de 2 à 70 ng/g (moyenne de 9 ng/g; 52 % des échantillons étaient sous la limite de détection de 2 ng/g) (ECCC 2016c). Les concentrations dans les sédiments en suspension allaient de 2 à 97 ng/g (moyenne de 21 ng/g; 3 % des échantillons étaient sous la limite de détection de 2 ng/g) (ECCC 2016c). Les concentrations dans les tissus de poisson allaient de 5 à 36,33 pg/g ph (moyenne de 6,55 pg/g ph; 78 % des échantillons étaient sous la limite de détection de 5 pg/g ph) (ECCC 2016d).

Dans des études antérieures, Chu et coll. (2005) avaient rapporté les concentrations maximales de BPA dans les sédiments (jusqu’à 0,061 μg/kg ps) dans le bassin ouest du lac Érié, reflétant probablement la charge et les intrants importants provenant de nombreuses usines de traitement des eaux usées dans la région. Des concentrations élevées ont été mesurées dans certaines eaux usées industrielles au Canada, particulièrement celles associées aux papiers et aux produits connexes (maximum de 149 μg/L; médiane de 8,72 μg/L), aux substances et produits chimiques (maximum de 91,27 μg/L; médiane de 1,5 μg/L) et aux blanchisseries commerciales (maximum de 43,45 μg/L; médiane de 6,56 μg/L) (Lee et Peart 2002). Le BPA a également été détecté dans des influents, des effluents et des boues prélevés dans diverses usines de traitement des eaux usées municipales à travers le Canada, les concentrations dans les effluents étant habituellement plus faibles que celles des influents, indiquant qu’une certaine partie du BPA  a été éliminée pendant le traitement des eaux usées, bien que l’efficacité du traitement variait grandement, allant de moins de 1 % jusqu’à 99 %, en fonction de la technologie de traitement, du pH et de la température (EC, SC 2008). Rudel et coll. (1998) ont rapporté des concentrations de BPA allant jusqu’à 1,41 µg/L dans des échantillons d’eaux souterraines prélevés à proximité de décharges municipales et d’usines de traitement des eaux usées, là où les effluents sont rejetés dans des lits d’infiltration.

Mode d’action

Le BPA peut altérer les fonctions hormonales, du développement ou de la reproduction chez le rat et la souris (ECB 2003, Li et coll. 2008). Le BPA produit des effets œstrogènes par l’intermédiaire d’interactions avec les récepteurs des œstrogènes (ER) (Gould et coll. 1998; Kuiper et coll. 1998; Pennie et coll. 1998). La famille des récepteurs des œstrogènes comprend les récepteurs classiques ERα, ERβ et leurs variantes d’épissage, des récepteurs d’œstrogènes extranucléaires associés aux membranes cellulaires et aux synapses neuronales (Woolley 2007). Il a été montré que le BPA a une affinité de liaison limitée avec l’ERα, mais une affinité presque 10 fois supérieure avec l’ERβ. Il est possible que le BPA touche de façon plus importante les tissus contenant le récepteur ERβ, y compris les ovaires, le système cardiovasculaire et le cerveau (Harris 2007) et ceux qui sont pourvus de récepteurs de membranes cellulaires (Quesada et coll. 2002). En outre, il a été montré que le BPA a des effets transgénérationnels (il réduisait grandement le taux de fertilisation et la survie des embryons), ainsi que des incidences sur la régulation de l’expression des gènes CYP11A et CYP11B (qui prennent part au métabolisme des médicaments et à la synthèse du cholestérol, des stéroïdes et des lipides) chez le médaka japonais (Sun et coll. 2014).

Toxicité en milieu aquatique

Les renseignements sur la toxicité chronique du BPA pour les organismes d’eau douce ont été tirés d’articles traitant de toxicité, qui ont été répertoriés dans le Rapport d’évaluation préalable (EC, SC 2008), ou ont été obtenus grâce à une recherche bibliographique en 2015. Toutes les études ont été évaluées plus à fond, et seules celles qui satisfaisaient aux critères de fiabilité du CCME (CCME 2007) et jugées acceptables pour l’élaboration d’une Recommandation fédérale sur la qualité de l’eau (RFQEau) sont présentées dans le tableau 2. Des études jugées acceptables, des données toxicologiques à long terme ont  été jugées acceptables pour 16 espèces différentes, avec des valeurs allant de 3,16 à 7800 µg/L pour divers paramètres. Les invertébrés et les poissons étaient plus sensibles au BPA que les plantes ou les amphibiens, bien que les sensibilités se chevauchaient parmi les taxons. L’espèce de poisson la plus sensible était l’épinoche à trois épines (Gasterosteus aculeatus) et la truite arc‑en‑ciel (Oncorhynchus mykiss) était la moins sensible. L’espèce végétale et l’invertébré les plus sensibles étaient l’algue verte (Raphidocelis subcapitata) et l’hydrobie des antipodes (Potamopyrgus antipodarum) . L’invertébré et l’espèce végétale les moins sensibles étaient le rotifère (Brachionus calyciflorus) et la lenticule bossue (Lemna gibba). L’amphibien Xenopus laevis présentait une sensibilité modérée par rapport aux autres espèces.

Détermination des Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement

Les renseignements sur la toxicité du BPA pour les organismes d’eau douce ont été tirés d’articles sur la toxicité, soit identifiés dans le REP (EC, SC 2008) soit obtenus lors de la recherche bibliographique. Les études ont ensuite été évaluées afin de déterminer l’acceptabilité des données, en suivant les protocoles appropriés du CCME (1995, 1998, 2007) pour leur inclusion dans l’ensemble de données.

Recommandation fédérale pour la qualité de l’eau (RFQEau)

Les RFQEau sont élaborées de préférence en suivant les protocoles du CCME (2007). Dans le cas du BPA, nous disposions de suffisamment de données acceptables sur la toxicité chronique suite à la recherche bibliographique de 2015 pour satisfaire aux exigences du CCME sur les données pour l’établissement d’une recommandation de type A^{Note de bas de page 1} , à l’aide d’une distribution de la sensibilité des espèces (DSE). Chacune des espèces pour lesquelles des données sur la toxicité étaient disponibles (tableau 2) a été classée en fonction de sa sensibilité et de sa position dans la DSE (figure 1). Plusieurs fonctions de distribution cumulatives (normale, logistique, loi de Gumbel) ont été adaptées aux données à l’aide de méthodes de régression, et l’adéquation du modèle a été évalué au moyen de méthodes graphiques et statistiques.

* Concentration nominale ou mesurée, telle qu’indiquée dans l’étude

**CSEO = concentration sans effet observé

***CMEO = concentration minimale avec effet observé

Le meilleur modèle a été retenu en se basant sur la qualité de l’adéquation. Le modèle log-normal convenait le mieux à ces données et le 5^e percentile de la courbe de la DSE est de 3,5 μg/L, avec des limites de confiance supérieure et inférieure respectives de 2,1 et 5,6 μg/L (figure 1). En utilisant le modèle log‑normal, le 5^e percentile de la DSE, 3,5 μg/L, constitue la Recommandation fédérale pour la qualité de l’eau pour la protection de la vie aquatique. La RFQEau élaborée dans le présent document est un point de référence pour les écosystèmes aquatiques, dont l’objectif est de protéger toutes les formes de vie aquatique durant des périodes d’exposition indéfinies. Cette RFQEau élaborée pour les eaux douces peut s’appliquer aux eaux marines tant qu’il n’a pas été mis en évidence que la toxicité diffère de manière significative entre ces deux types d’environnement (p. ex., en raison de l’ionisation).

La RFQEau représente la concentration sous laquelle on pourrait s’attendre à une faible probabilité nulle ou faible d’effets nocifs sur la vie aquatique. En plus de cette recommandation, deux autres gammes de concentrations sont données à des fins d’utilisation pour la gestion des risques. À des concentrations situées au dessus de la RFQEau et jusquàu 50^e percentile de la distribution de la sensibilité des espèces (entre > 3,5 et 190 µg/L), il existe une probabilité modérée d’avoir des effets nocifs sur la vie aquatique. Aux concentrations supérieures au 50^e centile (> 190 µg/L), la probabilité d’effets nocifs est plus grande pour la vie aquatique. Les gestionnaires de risque peuvent trouver que ces gammes additionnelles de concentrations sont utiles pour définir les objectifs à court ou moyen terme du plan de gestion des risques. Les points de référence moyen et élevé peuvent aussi être utilisés pour fixer des objectifs provisoires moins protecteurs des eaux qui ont déjà été très dégradées ou lorsque des considérations d’ordre socioéconomique rendent difficile le respect de la RFQEau.

Recommandation fédérale pour la qualité des sédiments (RFQSe)

La Recommandation fédérale pour la qualité des sédiments (RFQSe) vise à protéger le biote qui vit dans les sédiments (tableau 1). La RFQSe s’applique à des périodes d’exposition indéfinies dans les sédiments, et spécifie la concentration de BPA dans les sédiments (en poids sec) qui ne devrait pas entraîner d’effets nocifs. Cette recommandation peut ne pas être appropriée pour évaluer les effets du BPA sur les plantes aquatiques poussant dans les sédiments, car il n’y a pas de données de toxicité publiées pour ces espèces. La RFQSe s’applique aux sédiments d’eau douce et d’eau marine car, en raison des données limitées, il n’a pas pu être mis en évidence que la toxicité dans ces deux milieux diffère de manière significative (p. ex., en raison de l’ionisation).

Il existe peu de données fiables sur la toxicité du BPA pour les sédiments d’eau douce. Au moment de la recherche de la literature, il n’existait qu’une seule étude (Staples et coll. 2016) donnant des mesures de la toxicité chronique du BPA pour des organismes benthiques par exposition directe dans des sédiments. Pour cette étude, les auteurs ont utilisé les protocoles d’essai normalisés de l’Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) et de l’Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis pour étudier les effets du BPA sur deux invertébrés d’eau douce, l’oligochète d’eau douce Lumbriculus variegatus (nombres moyens et biomasse) et le diptère d’eau douce Chironomus riparius (émergence et vitesse de développement).Un amphipode estuarien Leptocheirus plumulosus (survie, croissance et reproduction) a également fait l’objet de tests. La CSEO pour les trois espèces allait de 12 à 54 mg/kg ps. Dans le cas du Lumbriculus variegatus, le paramètre le plus sensible était la réduction de la biomasse après 28 jours, avec des CSEO et CMEO respectivement de 22 et 57 mg/kg ps. Pour le diptère C. riparius, le paramètre le plus sensible était la réduction de l’émergence après 28 jours, avec une CSEO et une CMEO respectivement de 54 et 110 mg/kg ps. Pour l’amphipode estuarien L. plumulosus, le paramètre le plus sensible était la réduction de la croissance après 28 jours, avec une CSEO et une CMEO respectivement de 12 et 32 mg/kg ps.

Étant donné la pauvreté des données, il n’existait pas assez d’études pour satisfaire aux exigences minimales sur les données pour élaborer des recommandations pour la qualité des sédiments, selon l’approche de tests de toxicité de sédiments dopés du protocole du CCME (CCME 1995). Par conséquent, l’approche suivie a consisté à calculer une valeur visant à protéger les organismes exposés à l’eau interstitielle des sédiments, basée sur une valeur dans la colonne d’eau,  qui devrait assurer la protection de tous les organismes aquatiques (c.‑à‑d. la RFQEau de 3,5 µg/L) et de convertir la valeur pour l’eau interstitielle en une concentration dans les sédiments à l’aide de la méthode de répartition à l’équilibre (Di Toro et coll., 1991). En utilisant le K_co du BPA de 708 L/kg et en normalisant la valeur pour un taux de carbone organique de 1 % dans les sédiments (RFQSe = 0,01 x 708 L/kg x 3,5 µg/L), la RFQSe obtenue est de 25 µg/kg ps.

Recommandation fédérale sur le régime alimentaire de la faune (RFRAF)

La Recommandation fédérale sur le régime alimentaire de la faune (RFRAF) est destinée à protéger les mammifères et les oiseaux qui consomment le biote aquatique. Il s’agit de la concentration de référence d’une substance dans le biote aquatique (corps entier, poids humide) qui peut être consommé par la faune terrestre et semi-aquatique. Il n’est probablement pas approprié d’extrapoler la RFRAF pour les mammifères pour le BPA à d’autres espèces terrestres (p. ex., oiseaux ou reptiles).

Environnement Canada et Santé Canada (2008), ainsi que la FDA des États-Unis, (United States Food and Drug Administration) (2011; 2014), ont déterminé que la concentration sans effet nocif observé (CSENO) pour la toxicité systémique des rats exposés à du BPA est de 5 mg/kg pc/j. Dans les études sur lesquelles cette CSENO est basée  (Tyl et al. 2002, 2008), il est rapporté que la concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) provoquait des effets systémiques, tels qu’une réduction du poids corporels et des organes, chez des rats adultes exposés à 50 mg/kg pc ·jour. La dose journalière tolérable (DJT) pour des mammifères non humains a été calculée comme la moyenne géométrique de la CSENO et de la CMENO, avec un facteur de sécurité de 100 appliqué afin de tenir compte de différences entre les espèces. Cette DJT a ensuite été ajustée pour le rapport consommation alimentaire/poids corporel (CA/p.c.) le plus élevé des consommateurs mammifères aquatiques, soit celui du vison américain (0,24 kg proie/kg pc du prédateur·j). La RFRAF obtenue est de 660 μg/kg aliments humides (RFRAF = dose quotidienne tolérable/[CA/p.c.]).

Pour les oiseaux, Environnement Canada et Santé Canada (2008) ont déterminé que la concentration minimale altérant le développement de poulets domestiques (CMENO) est de 100 mg/kg pc·j (Furuya et al. 2006). Furuya et al. ont aussi rapporté une DSENO de 1 mg/kg pc·j. La DJT pour les mammifères non humains a été calculée comme la moyenne géométrique de de CMENO et de la CSENO calculé, avec un facteur de sécurité de 100 appliqué pour tenir compte des différences entre espèces. La recommandation a été calculée en ajustant la DJT au moyen du rapport consommation d’aliments/poids corporel (CA/pc) le plus élevé des consommateurs aquatiques aviaires, à savoir l’océanite de Wilson (0,94 kg de proie/kg pc de prédateur·jour). Par conséquent, la recommandation pour le régime alimentaire pour les oiseaux est de 110 µg/kg aliments secs.

Références

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[CCME] Conseil canadien des ministres de l’environnement. 1995. Protocole pour l'élaboration de recommandations pour la qualité des sédiments en vue de la protection de la vie aquatique. CCME EPC-98F. Préparé par Environnement Canada, Division des recommandations, Secrétariat technique du Groupe de travail du CCME sur les recommandations pour la qualité des eaux, Ottawa. [Reproduit dans les Recommandations canadiennes pour la qualité de l'environnement, chapitre 6, Conseil canadien des ministres de l’environnement, 1999, Winnipeg.]

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