Persistance et potentiel de bioaccumulation

Les données ci-dessous ont été prises en compte pour savoir si l'APDFO satisfaisait aux critères de la persistance et de la bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en vertu de la LCPE (1999) [Canada, 2000a]. Les critères de la persistance correspondent à des demi-vies égales ou supérieures à 2, 182, 365 et 182 jours dans l'air, l'eau, les sédiments et le sol, respectivement. Quant aux critères de la bioaccumulation, ils correspondent à une valeur égale ou supérieure à 5 000 comme facteur de bioaccumulation (FBA) ou facteur de bioconcentration (FBC) ou à une valeur égale ou supérieure à 5,0 comme coefficient de partage octanol-eau (K_oe).

Selon les données disponibles, l'APDFO ne subit pas de photodégradation (Todd, 1979; Nubbe et al., 1995; Scrano et al., 1999; Hatfield, 2001; Hori et al., 2004; id., 2005, ; id 2008), d'hydrolyse (Ellis et al., 2004b) ou de dégradation biotique ou abiotique importante dans des conditions environnementales normales (Reiner, 1978; 3M Company, 1979; id, 1980b; id, 1985b; Pace Analytical, 1997; Oakes et al., 2004; Moriwaki et al., 2005; Cheng et al., 2008). En résumé, les données montrent que l'APDFO est persistant (tableau 4), et les études indiquent l'absence de dégradation abiotique ou biotique dans l'environnement dans des conditions ambiantes appropriées.

Tableau 4. Résumé des données sur la persistance

Les valeurs de demi-vie de l'APDFO et de ses sels sont estimées et demeurent hautement hypothétiques étant donné la brièveté des périodes d'étude. Des prévisions de la durée de vie atmosphérique de l'APDFO ont été établies à 130 jours (Hurley et al., 2004). Selon Franklin (2002), la durée de vie dans l'atmosphère se mesurerait en jours lorsque cet acide provient d'une source au sol, ce qui en rend improbable le transport sur de grandes distances. Toutefois, si l'APDFO provenait d'une source atmosphérique (c.-à-d. produit par l'intermédiaire de précurseurs) et que les quantités se réduisaient principalement par des dépôts humides ou secs, il aurait une durée de vie de 20 à 30 jours avant de se déposer (Ellis et al., 2004b). Cette durée suffirait pour que l'APDFO soit transporté sur des milliers de kilomètres, de sorte que le facteur transport à grande distance entrerait en jeu. En outre, la présence d'APDFO dans l'Arctique canadien peut constituer une preuve du transport à grande distance de l'APDFO, par des courants océaniques par exemple, (Caliebe et al., 2004; Yamashita et al., 2005) ou de précurseurs volatils de cet acide par voie atmosphérique (Stock et al., 2007). Une hypothèse a été avancée pour expliquer la présence d'APDFO dans le biote de régions éloignées : un précurseur (p. ex. le FTOH) est émis dans l'atmosphère, puis se transforme en APDFO par dégradation biotique et abiotique. Ellis et al. (2004a) ont montré que la durée de vie atmosphérique des FTOH à chaîne courte, sous l'effet d'une réaction avec des radicaux hydroxyles, était d'environ 20 jours. Piekarz et al. (2007) ont estimé que les temps de résidence dans l'atmosphère du 6:2 FTOH, du 8:2 FTOH et du 10:2 FTOH étaient respectivement de 50, 80 et 70 jours.

Shoeib et al. (2006) ont recueilli des échantillons d'air lorsqu'ils ont traversé l'Atlantique Nord et l'archipel de l'Arctique canadien en juillet 2005 pour étudier les concentrations de FTOH. Les concentrations les plus élevées ont été mesurées pour le 8:2 FTOH (5,8 à 26 pg/m³), suivi par le 10:2 FTOH (1,9 à 17 pg/m³), puis par le 6:2 FTOH (N/D à 6,0 pg/m³). Ju et al. (2008) ont mesuré l'APDFO dans la couche superficielle de la mer (interface eau-air) et les eaux subsuperficielles près des eaux côtières de Dalian, en Chine. Les concentrations variaient entre 0,26 et 1,19 ng/L dans la couche superficielle et entre 0,17 et 0,67 ng/L dans les eaux subsuperficielles. La présence d'APDFO décelée dans les eaux océaniques témoigne d'un autre mécanisme possible pour le transport à grande distance jusque dans des régions éloignées comme l'Arctique canadien.

Des calculs de masse du transfert de PFO par voie de mer vers l'Arctique ont donné un flux de 2 à 12 tonnes par année (Prevedouros et al., 2006). Le flux net de PFO vers l'Arctique estimé par Armitage et al. (2006) était de 8 à 23 tonnes par année. Toutefois, tel qu'il a été mentionné précédemment, d'après les hypothèses utilisées pour la modélisation de la pK_a, du pH et de la spéciation APDFO/PFO, il se peut que les processus de répartition liés à l'acide neutre ne soient pas pris en compte, ce qui peut donner lieu à une sous-estimation des concentrations d'APDFO (Burns et al., 2008; Goss, 2008). L'APDFO a été décelé dans les calottes glaciaires polaires de trois régions dans l'Extrême Arctique, soit la calotte glaciaire Melville, dans les Territoires du Nord-Ouest ainsi que les calottes glaciaires Agassiz et Devon, au Nunavut (Young et al., 2007). Les concentrations variaient entre 0,012 et 0,147 ng/L, ce qui semble indiquer que la contamination pourrait résulter de l'apport atmosphérique. Aucune tendance significative n'a été observée pour les concentrations d'APDFO entre 1996 et 2005 (analyse de régression, p = 0,140) [Young et al., 2007]. Les flux ont été calculés à l'aide de la concentration corrigée en fonction de la densité, multipliée par l'accumulation annuelle. Les flux calculés pour chaque calotte glaciaire ont été multipliés par la surface de la région visée de l'Arctique, donnant le flux d'APDFO vers la région au nord de 65 °N. Ces flux sont des estimations et pourraient ne pas être représentatifs des dépôts réels dans cette région, étant donné les variations importantes qui y ont été observées dans les taux de précipitation. Le flux de l'APDFO fluctuait de 114 à 587 kg/an en 2005 (Young et al., 2007).

Le log K_oe de l'APDFO et de ses sels a été calculé ou modélisé. Une valeur modélisée a été établie à 5 ± 0,5 (Jasinski et al., 2009). Toutefois, la valeur du K_oe constitue un paramètre problématique dans le cas des agents tensioactifs ionisés, qui ont tendance à s'agréger à l'interface d'un système liquide-liquide. Il ne faudrait donc pas utiliser ce coefficient pour modéliser la bioaccumulation de substances PFA et se fier davantage aux résultats d'études expérimentales. Dans la plupart des études examinées sur la bioaccumulation de l'APDFO, les facteurs de bioconcentration (FBC) et les facteurs de bioaccumulation (FBA) sont inférieurs au critère de la bioaccumulation de 5 000 » indiqué dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999) [Canada, 2000a]. Or, les critères sur lesquels repose ce règlement ont été établis il y a plus de dix ans, tel qu'il est indiqué dans la Politique de gestion des substances toxiques de 1995 (Canada, 1995a) et la Politique de gestion des substances toxiques : critères de persistance et de bioaccumulation (Canada, 1995b). Ces critères étaient axés spécifiquement sur les organismes aquatiques (poissons) et les composés organiques neutres qui, contrairement aux substances perfluorées, s'introduisent d'abord et avant tout dans les lipides. L'APDFO est une substance ionisée qui se lie principalement aux protéines (Han et al., 2004) et passe de préférence dans le sang et dans les tissus hépatiques et rénaux. Les critères numériques de bioaccumulation, prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation pris en application de la LCPE (1999), ont été calculés à partir des données sur la bioaccumulation chez les espèces aquatiques (poissons) seulement, et pour des substances dont la répartition se fait de préférence dans les lipides. Par conséquent, ils ne tiennent pas compte de la bioaccumulation de l’APDFO qui se répartit de préférence dans les protéines hépatiques, sanguines et rénales des mammifères terrestres et marins. En particulier, selon la Politique de gestion des substances toxiques (Canada, 1995a), il est très important de s'appuyer sur l'opinion de spécialistes et une méthode fondée sur le poids de la preuve lorsqu'on considère comment interpréter et appliquer les critères.

L'APDFO est absorbé dans les truites arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) juvéniles, qui présentent un FBC de 4,0 (Martin et al., 2004b). L'exposition à cette substance par voie alimentaire chez la même espèce n'a pas entraîné de bioaccumulation (FBA = 0,038) (Martin et al., 2004b). Des carpes (Cyprinus carpio) ont été exposées à deux concentrations d'APDFO (5 et 50 µg/L) pendant 28 jours dans un système à recirculation d'eau (Kurume Laboratory, 2001). La substance a été préparée en vue de l'exposition à l'aide d'un dispersant composé d'huile de ricin hydrogénée et mélangé dans de l'acétone. La qualité de l'eau a fait l'objet d'un suivi quotidien pendant la durée de l'expérience. Les FBC variaient de 3,1 à une concentration inférieure à 5,1 µg/L jusqu'à 9,1 à la concentration élevée, ce qui révélait une faible bioaccumulation (Kurume Laboratory, 2001). Les expériences menées avec des poissons et d'autres espèces aquatiques montrent que la bioaccumulation de l'APDFO est faible; il faut cependant se garder d'extrapoler les résultats à d'autres animaux. Ainsi, les branchies des poissons peuvent être des véhicules d'élimination et d'absorption supplémentaires dont les organismes aérobies comme les oiseaux, les organismes terrestres et les mammifères marins ne sont pas dotés (Kelly et al., 2004). En raison de sa grande solubilité dans l'eau, l'APDFO a tendance à se libérer assez facilement dans ce milieu par les branchies, alors qu'il lui serait relativement difficile d'en faire autant dans l'air par la paroi alvéolaire des poumons, compte tenu de la faible tension de vapeur et de la charge négative de cette substance. Par exemple, la demi-vie de l'APDFO était de 3 jours chez le poisson (Martin et al., 2003a), mais de 11 jours chez le rat mâle (Ylinen et Auriola, 1990). Chez l'être humain, elle était de 4,37 ans (Kudo et Kawashima, 2003) et de 3,8 ans (Olsen et al., 2007).

On a calculé le FBC propre à deux espèces de tortues sauvages (tortue à oreilles rouges, Trachemys scripta elegans; chinémyde de Reeves, Chinemys reevesii). Au Japon, ces tortues occupent le sommet de la chaîne alimentaire dans l'écosystème de la rivière et possèdent de petits territoires (Morikawa et al., 2006). Les concentrations d'APDFO dans l'eau de surface étaient comprises entre 16,7 et 87 100 ng/L, et l'on a observé la présence de cet acide dans presque tous les échantillons de sérum (91 sur 94), où ses concentrations allaient de moins de 200 à 870 000 ng/L. Les valeurs calculées du FBC oscillaient entre 0,8 et 15,8 (Morikawa et al., 2006). Les auteurs ont noté une relation inverse entre les valeurs du FBC et les concentrations de l'APDFO dans l'eau de surface, ce qui semble indiquer que l'absorption d'APDFO par l'intestin pourrait être saturable. Toutefois, il convient de noter que le FBC est en réalité un FBA, vu que les tortues sauvages n'étaient probablement pas exposées à l'APDFO seulement dans l'eau de surface.

Kannan et al. (2005a) ont mesuré les concentrations d'APDFO dans une chaîne alimentaire en milieu benthique dans les Grands Lacs. Ils ont constaté que, malgré sa présence à des concentrations relativement fortes dans l'eau, cet acide était absent chez les invertébrés ou les poissons. Les résultats préliminaires (inédits) d'une étude révèlent un facteur de bioamplification (FBAm) de 8 dans le foie de diverses espèces allant du phoque annelé (Pusa hispida) à l'ours blanc (Ursus maritimus) [Butt et Smithwick, 2004]. Dans le réseau trophique pélagique du lac Ontario, les concentrations d'APDFO n'augmentaient pas en fonction du niveau trophique (tel qu'il est indiqué par des isotopes stables d'azote) [Martin et al., 2004b]. En réalité, elles étaient moindres chez le touladi (Salvelinus namaycush), un prédateur de niveau trophique supérieur, que chez la mysis (Mysis relicta), un invertébré (tableau 5). Par exemple, on a calculé un facteur d'amplification trophique (FAT) de 0,37 pour l'APDFO en ce qui concerne la relation chabot visqueux (Cottus cognatus)-Diporeia hoyi, un amphipode fouisseur. Au sommet du réseau trophique, le FAT était de 0,58 pour la relation (Mysis relicta-gaspareau [Alosa pseudoharengus]-éperlan [Osmerus mordax]-touladi) [Martin et al., 2004b]. Il pourrait exister des différences entre les FAT aux deux extrémités du réseau selon qu'il s'agit de relations en milieu benthique ou en milieu pélagique. Les FAT inférieurs à 1 correspondent à l'absence de bioamplification. Dans une autre étude, les FBAm, corrigés en fonction du niveau trophique, ont été calculés pour plusieurs espèces animales de l'Arctique (Tomy et al., 2004). Les auteurs ont déterminé les FAT pour l'ensemble du réseau trophique en fonction de la relation entre d¹⁵ N et la concentration du contaminant. Les niveaux trophiques ont été déterminés par rapport à celui de la mye, qu'on a supposée occuper le niveau trophique 2 (un mollusque principalement herbivore). Pour chaque échantillon de zooplancton, de poisson et de mammifère marin, le niveau trophique a été déterminé à l'aide de la formule suivante :

où NT consommateur est le niveau trophique de l'organisme étudié et 3,8, le facteur d'enrichissement isotopique. Et les facteurs de bioamplification (FBAm_NT) propres à chaque espèce, corrigés en fonction du niveau trophique, ont été déterminés à l'aide de la formule suivante :

où [prédateur] et [proie] sont les concentrations, en poids humide, de l'analyte chez les espèces prédatrices et les espèces proies respectivement, et NT, le niveau trophique basé sur d¹⁵ N propre aux prédateurs et aux proies. Les valeurs du FBAm de l'APDFO étaient souvent supérieures à 1, ce qui porte à croire que cet acide peut subir une bioamplification dans les relations mye (Mya truncata; Serripes groenlandica), morse (Odobenus rosmarus), morue polaire (Boreogadus saida), narval (Monodon monoceros) et morue-beluga (Delphinapterus leucas) [tableau 5]. La disparité des résultats peut s'expliquer par les différences liées au réseau alimentaire et elle n'a peut-être rien à voir avec le potentiel de bioaccumulation de l'APDFO (p. ex. un réseau trophique était dominé par une espèce de poisson, tandis qu'un autre l'était par un mammifère).

Martin et al. (2004a) ont constaté que l'ours blanc, qui occupe le niveau trophique supérieur dans l'Arctique canadien, avait une teneur en APDFO supérieure à celle mesurée dans tous les autres organismes de cette région qui ont été examinés. Butt et al. (2008) ont déterminé les valeurs du FBAm de l'APDFO chez le phoque annelé et l'ours blanc en fonction des régions. Ces valeurs, comprises entre 45 et 125, ont été calculées en regroupant les populations de phoques annelés avec les populations d'ours blancs correspondantes situées dans des régions similaires de l'Arctique canadien. Tomy et al. (2009) ont calculé les FAT de l'APDFO pour un réseau trophique marin dans l'Ouest de l'Arctique canadien (îles Hendrickson et Holman) comprenant les espèces suivantes : béluga de la mer de Beaufort (Delphinapterus leucas), phoque annelé (Phoca hispida), morue polaire (Boreogadus saida), hareng du Pacifique (Clupea pallasi), cisco arctique (Coregonus autumnalis), un amphipode pélagique (Themisto libellula) et un copépode arctique (Calanus hyperboreus). Les FAT variaient entre 0,1 (phoque annelé/morue polaire) et 2,2 (morue polaire/Calanus hyperboreus).

Houde et al. (2005) ont calculé des FBAm de 1,8 à 13 à partir d'homogénats de proies entières et des concentrations de la base conjuguée dans la charge corporelle totale de dauphins à gros nez (Tursiops truncatus) dans le réseau trophique de cette espèce à Charleston, en Caroline du Sud. Kelly et al. (2009) ont calculé un FAT de 3,28 dans le réseau trophique marin (macroalgues, bivalves, poissons, canards marins et bélugas) de l'Arctique canadien (région de la baie d'Hudson). van den Heuvel-Greve et al. (2009) ont établi des FBAm de 3,8 et de 23 pour les réseaux trophiques tant pélagique que benthique ayant comme prédateur dominant le phoque commun (Phoca vitulina), respectivement. Les FBAm d'autres espèces dans l'estuaire Westerschelde, aux Pays-Bas, étaient compris entre 0,03 et 31.

Tableau 5. Résumé des données sur la bioaccumulation

Les mesures de bioaccumulation (FBC, FBA, FBAm) peuvent indiquer soit une toxicité directe pour les organismes qui ont accumulé de l'APDFO, soit une toxicité indirecte pour les organismes qui se nourrissent de proies contenant de l'APDFO (par transfert dans la chaîne alimentaire). La concentration minimale d'une substance dans un organisme qui cause un effet nocif (charge corporelle critique) sert à évaluer le potentiel de toxicité directe. D'un point de vue physiologique, c'est la concentration d'une substance au site de l'action toxique dans l'organisme qui détermine si une réponse est observée, peu importe la concentration extérieure. Dans le cas de l'APDFO, on a souvent lieu de croire que le site de l'action toxique est le foie. Toutefois, aux fins de l'évaluation du potentiel de toxicité d'une substance pour les organismes consommateurs, c'est la concentration dans le corps entier d'une proie qui est pertinente, étant donné que le prédateur consomme souvent la proie entière (y compris les tissus et les organes comme le foie et le sang). Conder et al. (2008) ont estimé que la concentration d'acides perfluorés pour la masse de tout l'organisme était de deux à dix fois inférieure à la concentration d'acides perfluorés dans le sang et le foie de la truite. Bien que le potentiel de bioaccumulation de l'APDFO soit faible chez le poisson, la présence de concentrations détectables dans les niveaux trophiques supérieurs (ours blanc, caribou, morse) est source de préoccupation en ce qui concerne le potentiel de bioamplification des acides perfluorocarboxyliques (APFC), y compris l'APDFO, dans les réseaux trophiques (Conder et al., 2008). Étant donné la répartition des substances perfluorées dans le foie et le sang, on a utilisé ces organes et tissus pour la plupart des dosages sur place de ces substances, notamment dans le cas des organismes du niveau trophique supérieur (p. ex. l'ours blanc), pour lesquels il est impossible d'analyser le corps entier à cause de contraintes logistiques relatives au mode d'échantillonnage ou aux méthodes d'analyse en laboratoire. Bien qu'il soit possible de mesurer le FBA du corps entier des espèces de petite taille situées à un niveau trophique inférieur, le fait que les niveaux trophiques auxquels appartiennent ces organismes soit au bas de l'échelle laisse croire que, dans le cas des substances perfluorées, leur FBA d'ensemble pourrait être sous-estimé à cause de leur rang trophique. Ainsi, d'un point de vue toxicologique, les FBC, les FBA et les FBAm basés sur les concentrations dans certains organes, comme le foie, pourraient être plus pertinents pour prévoir le potentiel de toxicité directe de cet organe (p. ex. la toxicité hépatique). Les FBC (et notamment les FBAm) basés sur les concentrations dans le corps entier pourraient constituer une mesure utile du potentiel général de transfert dans la chaîne trophique. Par conséquent, on estime que l'APDFO pourrait ne pas être bioaccumulable chez les espèces aquatiques, mais qu'il pourrait avoir un potentiel de bioaccumulation et de bioamplification chez les mammifères terrestres et marins.