Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Loewen et al. (2008) ont étudié les concentrations de FTOH dans l'atmosphère et l'eau lacustre le long d'un transect altitudinal dans l'Ouest canadien. Les échantillons d'eau ont été prélevés au lac Cedar (petit lac situé près de Golden, en Colombie-Britannique), au lac Bow dans le parc national Banff (Banff, en Alberta) et à un autre petit lac sans nom situé dans le même parc. Des échantillonneurs atmosphériques passifs ont été mis en place le long de transects altitudinaux (800 à 2 740 au-dessus du niveau de la mer) entre Golden, en Colombie-Britannique, et le parc national Banff. Loewen et al. (2008) ont noté que la quantité de 8:2 et 10:2 FTOH augmentait (< 2,0 ng par échantillonneur) en fonction de l'altitude. Les concentrations d'APDFO dans l'eau lacustre prélevée le long du transect altitudinal étaient inférieures à 0,001 µg/L. Aucune tendance bien définie n'a pu être dégagée entre l'altitude et les concentrations d'APDFO.

Stock et al. (2007) ont recueilli des échantillons d'air sur l'île Cornwallis, au Nunavut, où les valeurs moyennes des concentrations totales de FTOH étaient comprises entre 2,8 (10:2 FTOH) et 14 pg/m3 (8:2 FTOH). Les auteurs ont également mesuré une concentration moyenne d'APDFO de 1,4 pg/m3.

Shoeib et al. (2006) ont recueilli 20 échantillons d'air à grand débit pendant une traversée de l'Atlantique Nord et de l'archipel canadien en juillet 2005 (soit de Gothenburg, en Suède, à Barrow, en Alaska, en passant par l'Atlantique Nord et l'archipel canadien). Les concentrations les plus élevées (sommes des concentrations en phases gazeuse et particulaire) de FTOH 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 (sous le seuil de détection à 6,0 pg/m3). Aux fins de comparaison, Shoeib et al. (2006) ont également recueilli des échantillons d'air en milieu semi-urbain à Toronto, en mars 2006, où la concentration moyenne de 8:2 FTOH était de 41 pg/m3. Dreyer et al. (2009) ont effectué un échantillonnage d'air à grand débit au-dessus de l'océan Atlantique, de l'océan Austral et de la mer Baltique. L'APDFO a également été détecté dans la fraction particulaire à une concentration maximale de 6 pg/m3. Le 6:2 FTOH et le 8:2 FTOH étaient les formes dominantes dans la fraction de la phase gazeuse. Les concentrations de 8:2 FTOH variaient entre 1,8 et 130 pg/m3. La somme de tous les FTOH (4:2 FTOH, 6:2 FTOH, 8:2 FTOH, 10:2 FTOH et 12:2 FTOH) allait de 0,3 à 47 pg/m3.

Moody et al. (2002) ont mesuré les concentrations d'APDFO dans les eaux de surface du ruisseau Etobicoke, un affluent du lac Ontario, à la suite d'un déversement accidentel de mousse extinctrice aqueuse. Ils ont également mesuré les concentrations de fond en amont du lieu du déversement. Les résultats indiquaient que les concentrations d'APDFO en aval atteignaient 11,3 µg/L en raison du déversement. La présence d'APDFO a également été détectée en amont, en concentrations plus faibles (ND-0,033 µg/L).

Boulanger et al. (2004) ont aussi mesuré les concentrations d'APDFO dans les lacs Érié et Ontario, où ils ont prélevé des échantillons à une profondeur d'environ 4 m à quatre endroits. Les points d'échantillonnage ont été choisis de manière à représenter des eaux subissant l'influence de milieux urbains et d'autres situées en régions éloignées ainsi qu'à obtenir des échantillons dans les parties est, centrale et ouest de chaque lac. Les concentrations mesurées s'élevaient de 0,021 à 0,047 µg/L dans le lac Érié et de 0,015 à 0,070 µg/L dans le lac Ontario. Le rapport d'étude n'indique cependant pas clairement quels échantillons provenaient des eaux subissant l'influence de milieux urbains et des eaux situées en régions éloignées. Par ailleurs, Muir et Scott (2003) ont mesuré des concentrations d'APDFO dans les lacs Supérieur, Huron et Ontario sans toutefois indiquer les lieux exacts des prélèvements. Les concentrations étaient comprises entre 0,0015 et 0,0018 µg/L dans le lac Huron et entre moins de 0,000 01 et 0,0007 µg/L dans le lac Supérieur. Dans le cas du lac Ontario, elles oscillaient entre 0,0023 et 0,011 µg/L à des profondeurs de 70 à 213 m, la concentration la plus élevée, soit 0,011 µg/L, ayant été mesurée à 213 m de profondeur. Dans une étude réalisée par Furdui et al. (2005), des mesures des concentrations d'APDFO ont été tentées dans les lacs Ontario, Érié et Huron et le chenal North (le long de la rive nord du lac Huron) à l'aide d'une méthode éliminant les étapes de l'extraction et de la concentration. Grâce à cette méthode, l'APDFO a été mesuré seulement dans les lacs Ontario et Érié, à des concentrations allant de 0,002 à 0,007 µg/L. Scott et al. (2003, 2006b) ont aussi décelé la présence de cet acide dans des affluents des lacs Ontario et Érié. Dans six affluents du lac Ontario (le canal Welland et les rivières Trent, Black, Don, Genessee et Oswego), les concentrations étaient comprises entre 0,0015 et 0,025 µg/L. Dans les quatre affluents du lac Érié (rivière Grand et ruisseaux Stoney, Sandusk et Talbot), elles variaient entre 0,0016 et 0,0093 µg/L. La concentration maximale d'APDFO dans les eaux d'affluents du lac Ontario provenant de milieux urbains s'élevait à 0,02 µg/L (Myers et al., 2009).

En 2001, on a également mesuré les quantités d'APDFO dans les précipitations enregistrées dans trois endroits éloignés (lacs Turkey, en Ontario, Kejimkujik, en Nouvelle-Écosse et Chapais, au Québec), où les concentrations oscillaient entre moins de 0,0005 et 0,0031 µg/L (Scott et al., 2006b). Des échantillons d'eau de pluie ont été prélevés à Winnipeg, au Manitoba, mais aucun APDFO n'y a été détecté (la limite de détection propre à la méthode employée était de 0,0072 µg/L) [Loewen et al., 2005]. Selon ces auteurs, ce résultat pourrait être dû au fait que cette limite était relativement élevée et que les concentrations atmosphériques d'ADPFO étaient insuffisantes. Scott et al. (2006a) ont mesuré la quantité d'APDFO dans les précipitations partout au Canada entre 2002 et 2004. En 2002, les concentrations de cet acide à Kejimkijik, en Nouvelle-Écosse, et à Algoma, en Ontario (deux sites éloignés), variaient respectivement de moins de 0,0001 à 0,0031 µg/L et de moins de 0,0001 à 0,0061 µg/L. Au cours de la même année, elles allaient de moins de 0,0001 à 0,002 µg/L à l'île Saturna, en Colombie-Britannique (site rural). En 2003-2004, les concentrations dans deux milieux urbains en Ontario (Egbert et nord de Toronto) étaient comprises entre 0,0007 et 0,0111 µg/L.

De 2003 à 2005, Stock et al. (2007) ont analysé des échantillons d'eau prélevés dans trois lacs de l'Arctique (Amituk, Resolute et Char) sur l'île Cornwallis, au Nunavut, et y ont décelé des concentrations d'APDFO qui oscillaient entre 0,0009 et 0,014 µg/L. Ahrens et al. (2009) ont mesuré les quantités d'APDFO le long du gradient longitudinal allant de Las Palmas (Espagne) à St. John's (Terre-Neuve-et-Labrador), ainsi que de celui allant du golfe de Gascogne au sud de l'océan Atlantique au cours de l'automne et du printemps 2007. L'APDFO n'a pas été détecté à des concentrations supérieures à la limite de détection de la méthode employée, soit 0,0012 µg/L, en phase particulaire ni dans les échantillons d'eaux profondes prélevés à 200 et 3 800 m. Les concentrations variaient entre 0,000 004 et 0,000 229 µg/L à 11 m, 2 m et directement à la surface. De plus, Ahrens et al. (2009) ont constaté qu'il existait une corrélation positive entre les concentrations d'APDFO et d'acide perfluorononanoïque, ce qui indique un lien entre les sources des deux composés. Del Vento et al. (2009) ont mesuré des concentrations d'APDFO allant jusqu'à 0,000 448 µg/L dans l'eau de mer et allant de 3,4 × 10-5 à 0,002 282 µg/L dans la neige du golfe Amundsen.

L'APDFO était le principal contaminant fluoré détecté dans l'eau des océans Pacifique et Atlantique et dans l'eau de mer en plusieurs endroits près des côtes en Asie (Japon, Hong Kong, Chine et Corée) [Yamashita et al., 2005]. On a mesuré des concentrations de 0,000 001 5 à 0,000 192 µg/L d'APDFO et des concentrations de 0,000 001 1 à 0,0577 µg/L de perfluorooctanesulfonate (PFOS). Yamashita et al. (2005) ont également constaté que les échantillons d'eau de mer prélevés à des profondeurs dépassant 1 000 m dans le Pacifique et la mer de Sulu renfermaient de l'APDFO à l'état de traces (valeurs non indiquées). La présence de cet acide a également été décelée dans la mer du Nord (dans les secteurs sud et est, dans l'estuaire de l'Elbe et dans la baie d'Helgoland) à des concentrations variant de 0,003 à 0,02 µg/L (Caliebe et al., 2004). En haute mer, cet acide a été détecté à une concentration de 0,0005 µg/L (Caliebe et al., 2004). On a également relevé la présence d'APDFO dissous dans la baie de Tokyo, à des concentrations de 0,007 à 0,0182 µg/L (Masunaga et Odaka, 2005). Quant aux concentrations de ce composé décelées dans la saumure et la glace de mer, elles se situaient dans la même plage de valeurs que celles mesurées dans la neige.

Stock et al. (2007) ont noté la présence d'APDFO dans des carottes de sédiments prélevées dans trois lacs isolés de l'Arctique canadien (Amituk, Resolute et Char) sur l'île Cornwallis, au Nunavut, en 2003. Les concentrations variaient entre 0,0023 et 0,000 95 µg/g en poids sec pour les carottes prélevées au lac Resolute et allaient jusqu'à 0,0017 µg/g en poids sec pour celles prélevées au lac Char. Des échantillons de sédiments en suspension ont été prélevés dans la rivière Niagara, à Niagara-on-the-Lake, en vue du dosage de l'APDFO. Les concentrations de cet acide ont augmenté légèrement entre 1980 et 2002, soit de moins de 0,0001 µg/g à moins de 0,0003 µg/g en poids sec (Lucaciu et al., 2005). La concentration maximale mesurée dans les sédiments lacustres libres du lac Ontario était de 0,0066 µg/g (Myers et al., 2009).

Il n'existe jusqu'à maintenant aucun rapport concernant les concentrations d'APDFO mesurées dans les sols ou les eaux souterraines au Canada.

On a mesuré cet acide à des concentrations allant de 0,055 à 0,174 µg/g dans des sols prélevés à Dalton, en Géorgie (Ellington et al., 2005). De l'APDFO a été détecté dans les eaux souterraines aux États-Unis à des endroits (en Floride, au Nevada et au Missouri) où l'on a utilisé des mousses extinctrices aqueuses dans le cadre d'exercices militaires de lutte contre les incendies (Schultz et al., 2004). Les concentrations allaient de ND à 6 570 µg/L. Le département de la Protection de l'environnement de la Virginie-Occidentale a mesuré les concentrations d'APDFO dans des échantillons d'eau souterraine prélevés dans des puits d'eau potable, lesquelles étaient comprises dans la plage ND (< 0,01 µg/L) à 23,6 µg/L (West Virginia Department of Environmental Protection, 2003). Murakami et al. (2009) ont décelé la présence de cet acide dans des échantillons d'eau souterraine et d'eau de source prélevés de 0 à 33 m sous la surface du sol dans la région métropolitaine de Tokyo (Japon) de septembre à novembre 2006 (0,000 47 à 0,06 µg/L).

La base conjuguée de l'APDFO a été détectée chez de nombreuses espèces sauvages dans le cadre d'études menées au Canada. Martin et al. (2004b) ont mesuré la présence d'APDFO dans le corps entier de nombreuses espèces biotiques du lac Ontario, dont des invertébrés benthiques et pélagiques et diverses espèces de poissons. Dans le lac Ontario, les concentrations allaient de 0,001 à 0,09 µg/g en poids humide, la concentration la plus élevée correspondant à l'invertébré benthique Diporeia hoyi (Martin et al., 2004b). Ces données, qui montrent que l'invertébré benthique Diporeia hoyi présentait la concentration la plus élevée que tout autre organisme du lac Ontario (c.-à-d. 90 µg/kg), y compris le touladi au sommet de la chaîne alimentaire, indiquent que les sédiments pourraient être un réservoir d'APDFO dans ce système (Martin et al., 2004b). Ces données ne signifient pas nécessairement que l'APDFO passe facilement dans les sédiments aquatiques; il est plus probable que ses précurseurs se répartissent dans les sédiments et libèrent ensuite de l'APDFO par voie bactérienne ou abiotique (Martin et al., 2004b; Stock et al., 2007).

Après un déversement de mousse extinctrice dans le ruisseau Etobicoke, Moody et al. (2002) ont décelé la présence d'APDFO dans le foie de ménés à nageoires rouges (Notropis cornuta), à des concentrations variant entre 0,006 et 0,091 µg/g en poids humide. Quarante-six homogénats de corps entiers de touladis prélevés dans les cinq Grands Lacs ont été analysés en 2001 (Furdui et al., 2007). Les concentrations d'APDFO variaient de 0,0007 µg/g en poids humide, dans le lac Érié, à 0,0024 µg/g en poids humide, dans le lac Michigan (Furdui et al., 2007).

Martin et al. (2004a) ont également détecté de l'APDFO dans le foie d'ours blancs (0,0029 à 0,013 µg/g en poids humide), tandis que les concentrations mesurées chez d'autres animaux de l'Arctique étaient inférieures à la limite de détection (c.-à-d. < 0,002 µg/g). Au Nunavut, cet acide a été détecté à l'état de traces dans le foie d'ombles chevaliers (Salvelinus alpinus) [ND], de lottes (Lota lota) [ND à 0,0265 µg/g en poids humide], de caribous (Rangifer tarandus) [ND à 0,0122 µg/g en poids humide], de phoques annelés (ND à 0,0087 µg/g en poids humide) et de morses (ND à 0,0058 µg/g en poids humide) [Ostertag et al., 2009]. Powley et al. (2008) n'ont pas détecté d'APDFO dans les échantillons de zooplancton (Calanis hyperboreus, Themisto libellula, Chaetognatha), de morue polaire (Boreogadus saida), de graisse, de sang ou de foie du phoque annelé (Phoca hispida) ni dans les échantillons de graisse, de sang ou de foie du phoque barbu (Erignathus barbatus) prélevés près de l'île Banks (limite est de la mer de Beaufort dans les Territoires du Nord-Ouest). La taille des échantillons utilisés dans cette étude était toutefois faible, soit entre 1 et 5, et la limite de détection, de 0,0002 µg/g.

Des études menées aux États-Unis ont permis de détecter la base conjuguée de l'APDFO dans une vaste gamme d'échantillons biotiques : poissons, myes, huîtres, oiseaux, visons et loutres. En général, les concentrations pouvaient être inférieures à la limite de détection (LD) ou supérieures à celle-ci jusqu'à 1,9345 µg/g en poids humide, soit en plus grande quantité que dans la plupart des échantillons de biote prélevés au Canada. C'est à un exutoire de Guntersville, en Alabama, que la plus forte concentration a été mesurée dans le foie d'une orphie (Giesy et Newsted, 2001). Des concentrations allant jusqu'à 0,450 µg/g en poids humide ont été mesurées chez le Grand cormoran (Phalacrocorax carbo) [Kannan et al., 2002]. Ces auteurs ont constaté que pour la colonie de cormorans en cause, ce maximum (0,450 µg/g en poids humide) semblait être une valeur aberrante, car elle était 4,5 fois plus élevée que l'écart type par rapport à la moyenne. Ils n'ont pas pu détecter la présence d'APDFO dans les algues benthiques recueillies dans les rivières Raisin, Sainte-Claire et Calumet (limite de détection de 0,2 ng/g en poids humide; Kannan et al., 2005a). L'APDFO était l'un des principaux composés perfluorés présents (outre le PFOS) dans le plasma de caouanes immatures (Caretta caretta) [0,000 493 à 0,008 14 µg/mL] et de tortues de Kemp immatures (Lepidochelys kempii) [0,002 77 à 0,004 25 µg/mL] capturées au large de la Caroline du Sud, de la Géorgie et de la Floride (Keller et al., 2005). La présence de composés perfluorés chez des tortues de mer juvéniles en zone pélagique peut indiquer la contamination d'un bassin océanique, car ces tortues se nourrissent à grande distance des influences continentales (Keller et al., 2005). Les mêmes auteurs ont constaté qu'il n'existait aucune différence significative dans les concentrations d'APDFO selon l'espèce, le sexe, l'âge ou le lieu. Toutefois, comme les sujets capturés étaient des juvéniles, il est normal qu'il n'y ait pas de différences en fonction du sexe et de l'âge.

Des études menées au Japon, en Chine, à Taiwan et en Corée ont permis de déceler la présence de la base conjuguée de l'APDFO dans un large éventail d'espèces animales. Tseng et al. (2006) ont mesuré des concentrations d'APDFO allant de 0,12 à 0,34 µg/g dans les huîtres (Crassostrea gigas), le bar du Japon (Lateolabrax japonicus) et le tilapia (Oreochromis sp.). Nakayama et al. (2008) n'en n'ont pas détecté (limite de quantification de 0,005 µg/g en poids humide) dans le foie des Grands cormorans sauvages (Phalacrocorax carbo) du lac Biwa, au Japon. Des concentrations d'APDFO ont cependant été mesurées dans les jaunes d'oeuf de l'Aigrette garzette (Egretta garzetta), du Pluvier petit-gravelot (Charadrius dubius) et du Paradoxornis de Webb (Paradoxornis webbiana) recueillis autour du lac Shihwa, en Corée (Yoo et al., 2008). Les concentrations variaient de moins de 0,0008 à 0,0543 µg/g en poids humide. Wang et al. (2008) ont mesuré des concentrations d'APDFO dans les œufs d'oiseaux aquatiques (Bihoreau gris [Nycticorax nycticorax], de Grandes aigrettes [Ardea alba] et d'Aigrettes garzettes [Egretta garzetta]) au Sud de la Chine, qui allaient de moins de 0,000 001 à 0,000 952 µg/g en poids humide.

Des rats sauvages mâles (Rattus norvegicus) capturés au Japon, dans une station d'épuration des eaux usées (STEU), un port, deux zones industrielles, un port et un marché de fruits de mer, un marché et deux sites d'enfouissement (Yeung et al., 2009a), présentaient des concentrations d'APDFO dans le sang entier variant entre 0,000 06 et 0,006 57 µg/mL. Des concentrations de cet acide ont aussi été trouvées dans le sérum sanguin de pandas géants (Ailuropoda melanoleuca) et de petits pandas (Ailurus fulgens) en captivité en Chine (Dai et al., 2006). Elles allaient de 0,32 à 1,56 µg/L chez la première espèce et de 0,33 à 8,20 µg/L chez la seconde. Des concentrations d'APDFO, comprises entre 0,000 04 et 0,000 18 µg/mL, ont également été décelées dans le sérum sanguin de tigres de Sibérie (Panthera tigris altaica) [Li et al., 2008b] du Nord-Est de la Chine, de l'extrême Est de la Russie et de la Corée du Nord. Dans une autre étude, le sérum de tigres du Bengale (Panthera tigris tigris) et de lions d'Afrique (Panthera leo) en captivité au parc Harbin Wildlife, en Chine, a été analysé (Li et al., 2008a). Les concentrations d'APDFO mesurées étaient plus élevées chez le lion d'Afrique que chez le tigre du Bengale, ce qui semble indiquer qu'il existe des différences entre les deux espèces en ce qui concerne l'absorption de la substance par suite d'une exposition ou la capacité métabolique. Les concentrations d'APDFO variaient entre ND et 0,000 097 8 µg/mL chez les tigres du Bengale et entre 0,000 286 et 0,001 04 µg/mL chez les lions d'Afrique.

Holmström et Berger (2008) n'ont trouvé aucun APDFO dans le foie, les reins et les muscles des Guillemots marmettes (Uria aalge) adultes, ni dans le foie des oisillons ou les œufs de cette espèce sur l'île Stora Karlsö dans la mer Baltique. De plus, cet acide n'a pas été décelé chez les harengs capturés à 150 km de Stora Karlsö (les harengs représentent une grande proportion de l'alimentation du Guillemot marmette). Il n'a pas non plus été décelé dans le foie des Fulmars boréaux (Fulmarus glacialis) le long de la côte de Svalbard et de BjØrnØya dans la mer de Barents située dans l'Arctique norvégien (Knudsen et al., 2007). Par contre, des concentrations d'APDFO ont été mesurées dans le sang entier chez des sauvagines du golfe de Gdá nsk, en mer Baltique : Macreuse noire (Melanitta nigra), Eider à duvet (Somateria mollissima), Plongeon catmarin (Gavia stellata), Petit pingouin (Alca torda) et Harelde kakawi (Clangula hyemalis). Les concentrations oscillaient entre 0,000 05 et 0,0018 µg/mL (Gulkowska et al., 2005). L'étude a également permis de mesurer des concentrations d'APDFO dans le sang entier chez la morue : 0,000 05 à 0,0007 µg/mL. Des concentrations d'APDFO ont également été mesurées dans le foie de castors en Pologne, allant de 0,000 28 à 0,000 29 µg/g en poids humide (Taniyasu et al., 2005).

L'APDFO était indétectable chez le poisson, les oiseaux et les mammifères marins au Groenland et dans les îles Féroé, sauf dans le foie de l'ours blanc (< 0,012 µg/g en poids humide) et celui du phoque annelé (< 0,012 µg/g en poids humide); toutefois, ces valeurs étaient inférieures à la limite de dosage (Bossi et al., 2005). On a prélevé le foie de 35 ours blancs appartenant à deux sous-populations connues du Nord et de l'Ouest de l'Alaska (sous-population du Sud de la mer de Beaufort, qui se répartit du cap Icy jusqu'à l'Est de Paulatuk, au Canada, et sous-population des mers des Tchouktchis et de Béring, qui vit près de la Russie et dans l'Ouest de l'Alaska) de 1993 à 2002 (Kannan et al., 2005b). Les adultes mâles de la première et de la seconde de ces sous-populations affichaient respectivement des concentrations d'APDFO oscillant entre 0,0013 et 0,013 µg/g en poids humide et entre 0,001 et 0,0042 µg/g en poids humide (Kannan et al., 2005b). Les auteurs ont fait remarquer que les valeurs ont été mesurées par rapport au poids humide, car la normalisation des concentrations en fonction de la teneur en lipides ne réduisait pas la variabilité des données au sein d'une sous-population particulière. En outre, ils n'ont pas relevé d'écarts significatifs des concentrations d'APDFO par rapport à l'âge, au sexe ou à la sous-population.

L'APDFO n'a pas été décelé dans les tissus hépatiques, graisseux ou musculaires ou dans ceux de la rate chez le phoque commun (Phoca vitulina) vivant dans la partie néerlandaise de la mer des Wadden; la limite de détection était de 0,062 µg/g en poids humide (Van de Vijver et al., 2005). La présence d'APDFO a été détectée dans le foie et le sérum des phoques annelés du Baikal (Pusa sibirica) du lac Baikal, dans l'Est de la Sibérie, en Russie (Ishibashi et al., 2008b). Les mâles et des femelles de cette espèce affichaient des concentrations d'APDFO oscillant entre moins de 0,0015 et 0,0039 µg/g en poids humide pour le foie et entre moins de 0,000 33 et 0,0019 µg/g en poids humide pour le sérum (Ishibashi et al., 2008b).

La présence d'APDFO (0,0006 à 0,163 µg/g en poids humide) a été détectée dans le plasma de dauphins à gros nez de la baie Delaware (Delaware), à Charleston (Caroline du Sud), dans la lagune de la rivière Indian (Floride) ainsi qu'aux Bermudes (Houde et al., 2005). D'importantes relations entre l'âge et le lieu ont été établies relativement aux concentrations d'APDFO dans le plasma, qui diminuaient beaucoup en fonction de l'âge chez les dauphins de Charleston et de la lagune de la rivière Indian. L'APDFO a également été décelé dans le plasma, le lait et l'urine de dauphins à gros nez sauvages dans la baie de Sarasota, en Floride (Houde et al., 2006). La concentration de cet acide variait de 0,0018 à 0,0068 µg/g en poids humide dans le plasma, s'élevait à 0,0013 µg/g en poids humide dans le lait et était inférieure à la limite de détection (0,000 06 µg/g en poids humide) dans l'urine. Elle diminuait de façon importante en fonction de l'épaisseur de la couche de graisse (paramètre biologique lié à l'état corporel et à l'accumulation de contaminants). L'APDFO a été trouvé dans des échantillons de foie de la sotalie de Chine (Sousa chinensis) et du marsouin aptère (Neophocaena phocaenoides) échoués à Hong Kong de 2003 à 2007 (Yeung et al., 2009b). Les concentrations mesurées chez la première espèce étaient comprises entre 0,000 243 et 0,008 32 µg/g en poids humide et, chez la seconde espèce, elles variaient de moins de 0,000 25 à 0,000 859 µg/g en poids humide. L'APDFO a également été décelé à des concentrations inférieures à 0,0002 µg/g chez le dauphin de la Plata (Pontoporia blainvillei) et l'otarie à fourrure des îles Kerguelen (Arctocephalus tropicalis) capturés au Sud du Brésil (Leonel et al., 2008).

Comme on n'a pas détecté d'APDFO dans les œufs de Guillemots marmettes (Uria aalge) archivés de la mer Baltique, de l'Islande, des îles Féroé, de la Suède et de la Norvège, aucune tendance temporelle des concentrations de cet acide n'a été établie (Holmström et al., 2005; Löfstrand et al., 2008). Toutefois, Verreault et al. (2007) ont examiné des œufs entiers fraîchement déposés de deux colonies de Goélands argentés (RØst et HØrnØya) au Nord de la Norvège et ont constaté que les concentrations d'APDFO avaient augmenté de façon importante de 1983 à 1993 dans la colonie de RØst, mais non dans celle de HØrnØya. Ils ont également observé une augmentation dans les deux colonies après 1993. Il a été constaté que les œufs de la colonie de RØst affichaient des concentrations d'APDFO beaucoup plus élevées par rapport à ceux de la colonie de HØrnØya en 1993 et en 2003. Aucune tendance temporelle n'a été établie en ce qui concerne les échantillons de foie des Guillemots de Brünnich (Uria lomvia) et des Fulmars boréaux (Fulmaris glacialis) de l'île Prince Leopold dans l'Arctique canadien (Butt et al., 2007a). De même, aucune tendance temporelle des concentrations d'APDFO n'a été établie pour le touladi capturé entre 1979 et 2004 dans le lac Ontario (Furdui et al., 2008) ni pour deux populations de phoques annelés (Phoca hispida) de l'Arctique canadien capturés entre 1992 et 2005 (Butt et al., 2007b).

Par ailleurs, la contamination par cet acide s'est accrue de façon importante entre 1972 et 2002 dans le foie des ours blancs de l'île de Baffin, au Canada (Smithwick et al., 2006), permettant ainsi de dégager des tendances temporelles. On a calculé que la teneur en APDFO des tissus hépatiques a doublé en 7,3 (± 2,8) ans chez l'ours blanc de l'île de Baffin et en 13,9 (± 14,2) ans chez l'ours blanc de Barrow, en Alaska. Smithwick et al. (2006) ont remarqué l'absence de corrélation significative entre, d'une part, les concentrations d'APDFO et, d'autre part, le sexe et l'âge des ours blancs étudiés. Dietz et al. (2008) ont prélevé, dans la partie centrale de l'est du Groenland, des sous-échantillons de tissus hépatiques chez 128 ours blancs immatures (âgés de 3 à 5 ans) sur une période de 19 ans (1984 à 2006) aux fins de détection de composés perfluorés, dont l'APDFO. Les auteurs ont noté une augmentation annuelle de 2,3 % de la concentration de cette substance.

On a mesuré la teneur en APDFO des tissus hépatiques prélevés chez 80 loutres de mer (Enhydra lutris) femelles adultes le long de la côte de la Californie. Au moment où ces animaux ont été trouvés, sur des plages, ils étaient morts depuis peu. Durant la période 1992-2002, les concentrations d'APDFO étaient comprises dans la plage suivante : moins de 5 × 10-6 à 0,000147 µg/g en poids humide (Kannan et al., 2006). Elles ont fortement augmenté durant cet intervalle chez les femelles adultes. En revanche, on n'a trouvé aucune trace de cet acide chez les mâles adultes (limite de détection de 0,005 µg/g), sans qu'on sache pourquoi (Kannan et al., 2006).

L'algue d'eau douce Pseudokirchneriella subcapitata était l'organisme pélagique le plus sensible. La CMEO (96 heures) basée à la fois sur le taux de croissance et le nombre de cellules était de 2,0 mg/L (Ward et al., 1995b; id., 1995d).

L'algue d'eau douce Pseudokirchneriella subcapitata a fait l'objet de plusieurs essais de toxicité (Elnabarawy, 1981; Ward et al., 1995b; id., 1995d; id., 1996c; id., 1996e; id., 1996h; Boudreau, 2002; Thompson et al., 2004), et les valeurs de CE50 (96 heures) allaient de 4,9 à plus de 3 330 mg/L (en fonction du taux de croissance) et de 2,9 à 1 980 mg/L (en fonction du nombre de cellules). Les valeurs de la concentration sans effet observé (CSEO; 96 heures) variaient de 1,0 à 500 mg/L et de 0,99 à 210 mg/L en fonction du taux de croissance et du nombre de cellules respectivement. De même, la CMEO (96 heures) allait de 2,0 à 1 000 mg/L et de 2,0 à 430 mg/L en fonction du taux de croissance et du nombre de cellules respectivement. Une valeur de CE50 (14 jours) a été établie à 43 mg/L pour cette algue (Elnabarawy, 1981). Les essais de toxicité auxquels cette algue a été soumise comportaient l'utilisation de mélanges commerciaux des sels d'ammonium et de tétrabutylammonium de l'APDFO ainsi que de l'APDFO de pureté élevée, ce qui peut expliquer l'ampleur des gammes de valeurs enregistrées. Un autre essai de toxicité (Boudreau, 2002) pour l'algue d'eau douce Chlorella vulgaris réalisé avec de l'APDFO de pureté élevée a donné une CI50 (96 heures) de 116 mg/L, d'après le taux de croissance, ce qui montre qu'il pourrait y avoir de petites différences dans la sensibilité des deux espèces d'algues d'eau douce susmentionnées. Liu et al. (2008) ont utilisé des mesures cytométriques pour étudier les effets de l'APDFO sur les membranes de l'algue d'eau douce Scenedesmus obliquus. L'APDFO n'a pas inhibé la croissance de l'algue à la concentration maximale de l'essai, soit 0,000 002 M (0,83 mg/L). Toutefois, on a observé des effets sur le potentiel de la membrane mitochondriale, et l'exposition à l'APDFO à des concentrations allant de 0,000 001 (0,41 mg/L) à 0,000 002 M (0,83 mg/L) a accru la perméabilité de la membrane. Ces résultats semblent indiquer que l'exposition à la concentration perturbant la fonction mitochondriale et la perméabilité de la membrane ne provoque pas l'inhibition de la croissance de l'algue.

La bactérie Photobacterium phosphoreum a fait l'objet de six essais de toxicité Microtox avec des mélanges commerciaux des sels d'ammonium et de tétrabutylammonium de l'APDFO (3M Company, 1987a; id., 1990a; id., 1996a; id., 1996b; id., 1996c; Beach, 1995a). La CE50 (30 minutes), qui était basée sur le taux de bioluminescence, oscillait entre 260 et 3 150 mg/L. Il est difficile d'expliquer une telle amplitude; celle-ci peut peut-être résulter du manque de caractérisation des mélanges commerciaux et de leurs impuretés.

Un essai de toxicité (Boudreau, 2002) pour le macrophyte aquatique Lemna gibba réalisé avec de l'APDFO de pureté élevée a donné une CI50 sur 7 jours (basée sur le taux de croissance) de 80 mg/L.

La puce d'eau Daphnia magna a été soumise à plusieurs essais de toxicité effectués à l'aide de mélanges commerciaux à base d'APDFO, des sels d'ammonium et de tétrabutylammonium de l'APDFO ainsi que de l'APDFO de pureté élevée (3M Company, 1982; id., 1984; id., 1987b; Ward et Boeri, 1990; Ward et al., 1995e; id., 1996a; id., 1996d; id., 1996g; CIT, 2003; Boudreau, 2002). La concentration létale médiane (CL50; 48 heures) était comprise entre 77 et 1550 mg/L, d'après le taux de mortalité, et la CE50 (48 heures), entre 34 et 1 200 mg/L, d'après l'immobilisation des sujets. Il est difficile d'expliquer une telle amplitude. Celle-ci peut peut-être résulter du manque de caractérisation des mélanges commerciaux et de leurs impuretés ou, comme le laissent entendre Ward et al. (1996a), de la variabilité du régime alimentaire de l'organisme testé. La CSEO (48 heures) variait de 13 à 730 mg/L, d'après l'immobilisation des sujets; la CSEO (21 jours), de 13 à 89 mg/L, d'après le taux de survie, la capacité de reproduction ou la longueur du parent. Une étude a donné une CE50 (21 jours) de 39,6 mg/L, d'après la capacité de reproduction (CIT, 2003). Une étude de toxicité (Boudreau, 2002) chez la puce d'eau Daphnia pulicaria, menée avec de l'APDFO de pureté élevée, a donné une CL50 (basée sur le taux de mortalité) et une CE50 (basée sur l'immobilisation des sujets) de 277 et 204 mg/L respectivement après une exposition de 48 heures. Ces résultats montrent que la sensibilité des deux espèces de daphnies pourrait varier légèrement. Kim et al. (2009) ont réalisé des essais sur le développement embryonnaire, la reproduction et la toxicité aiguë chez la Daphnia magna. La CE50 (48 heures) de l'APDFO était de 253,5 mg/L et la CSEO, de 100 mg/L. L'APDFO a causé une diminution de la fécondité à 10 mg/L ainsi qu'une létalité embryonnaire (interruption du développement des œufs) et des malformations chez les nouveau-nés (courbes et non-extension de la colonne vertébrale et deuxième antenne non développée) à 125 mg/L.

Li (2008) a réalisé des essais de toxicité sur des planaires d'eau douce (Dugesia japonica), des gastropodes d'eau douce (Physa acuta), des puces d'eau (Daphnia magna) et des crevettes (Neocaridina denticulata). Pour le planaire d'eau douce, la CL50 (96 heures) était comprise entre 318 et 357 mg/L, et la CSEO était de 150 mg/L; pour le gastropode d'eau douce, la CL50 était comprise entre 635 et 711 mg/L, et la CSEO était de 250 mg/L. Pour la Daphnia magna, la CL50 (48 heures) était comprise entre 166 et 198 mg/L, et la CSEO était de 125 mg/L; pour la crevette, la CL50 (96 heures) était comprise entre 418 et 494 mg/L, et la CSEO était de 250 mg/L.

La tête-de-boule a été soumise à plusieurs essais de toxicité avec des mélanges commerciaux composés d'APDFO et de ses sels d'ammonium et de tétrabutylammonium (3M Company, 1977; id., 1985a; id., 1987c; Elnabarawy, 1980; Ward et al., 1995a; id., 1995c; id., 1996b; id., 1996f; id., 1996i; id., 1996j). Après une exposition de 96 heures, la CL50 et la CSEO, toutes deux basées sur le taux de mortalité, variaient respectivement de 70 à 2 470 mg/L et de 110 à 830 mg/L. Il est difficile d'expliquer une telle amplitude; celle-ci peut peut-être résulter du manque de caractérisation des mélanges commerciaux et de leurs impuretés. On a mené des études sur la toxicité du sel d'ammonium pour le crapet arlequin (3M Company, 1978a; id., 1978b); la gamme des valeurs de la CL50 (96 heures) allait de moins de 420 à 569 mg/L.

Deux études de 35 jours ont également été réalisées sur la toxicité du sel de sodium de l'APDFO (pureté élevée) pour des communautés pélagiques entières, c'est-à-dire au moyen de microcosmes constitués d'une communauté de zooplancton et mélangés avec de gros invertébrés (Sanderson et al., 2003; id., 2004). D'après les résultats de ces études, la CMEO propre aux individus et aux communautés oscillait entre 10 et 70 mg/L. Des mesures de la toxicité du sel de sodium de l'APDFO pour les macrophytes aquatiques Myriophyllum sibiricum et M. spicatum ont été réalisées dans le cadre d'une autre étude menée avec des microcosmes extérieurs de 12 000 L sur une période de 35 jours (Hanson et al., 2005). Les doses appliquées étaient de 0,3, 1, 30 et 100 mg/L. Les paramètres pris en compte comprenaient notamment la croissance, la biomasse, le nombre de racines, la longueur des racines primaires et le nombre de nœuds. Les résultats ont indiqué que les deux espèces de Myriophyllum présentaient une sensibilité comparable à l'APDFO. Dans les deux cas, la CSEO était constamment d'au moins 23,9 mg/L (Hanson et al., 2005).

D'après Tominaga et al. (2004), le nématode Caenorhabditis elegans, qui vit dans le sol, s'est révélé un organisme pouvant être soumis à des essais; en effet, il montre des effets létaux et sublétaux au cours d'évaluations écotoxicologiques de milieux liquides et de sols. Ces auteurs ont examiné la toxicité létale aiguë et la toxicité sublétale sur plusieurs générations (en fonction des taux de fécondité et de reproduction) exposées à des concentrations d'APDFO de 0, 0,01 mM (4,14 mg/L), 0,1 mM (41,4 mg/L), 0,5 mM (207 mg/L), 1,0 mM (414,07 mg/L) et 5,0 mM (2,1 mg/L) pendant 48 heures. À toutes les concentrations jusqu'à 0,1 mM (41,4 mg/L), ils n'ont observé aucune létalité aiguë jusqu'à concurrence de 48 heures. La létalité aiguë s'est manifestée à des concentrations supérieures à 0,5 mM (207 mg/L) et elle ne dépendait pas de la durée d'incubation. La CE50 a été calculée après une heure (3,85 mM ou 1 590 mg/L), deux heures (2,80 mM ou 1 160 mg/L), trois heures (2,70 mM ou 1 120 mg/L), quatre heures (2,65 mM ou 1 100 mg/L), 24 heures (2,75 mM ou 1 140 mg/L) et 48 heures (2,35 mM ou 973 mg/L) [Tominaga et al., 2004]. L'essai de toxicité sur plusieurs générations portant sur l'APDFO n'a pas permis d'observer de relations génération-réponse et concentration-réponse.

O'Brien et al. (2009) ont signalé récemment qu'une dose d'APDFO linéaire injectée dans la chambre à air d'œufs de poulets Leghorn blancs n'avait eu aucun effet sur le bêchage des embryons à des concentrations allant jusqu'à 10 mg/g. Ils ont également précisé que la substance s'accumulait dans le foie de ces embryons à des concentrations supérieures à celles présentes initialement dans les œufs entiers. D'après ces résultats, il est donc peu probable que les concentrations d'APDFO que l'on trouve actuellement dans l'environnement aient une incidence sur le taux d'éclosion des œufs des oiseaux sauvages. Yeung et al. (2009c) ont exposé des poulets mâles d'une journée à un mélange de sulfonate de perfluorooctane (PFOS), d'APDFO et de perfluorodécanoate (PFDA) à des doses allant de 0,1 mg par kilogramme de poids corporel (kg p.c). à 1,0 mg/kg p.c. pendant trois semaines. Il a été conclu que l'exposition à un mélange de PFOS, d'APDFO et de PFDA à une dose de 1,0 mg/kg p.c. n'avait aucun effet nocif sur les poulets juvéniles. La demi-vie de l'APDFO aux deux doses était de 3,9.

Des essais de toxicité de l'APDFO et de ses sels ont été effectués avec un mélange de boues activées et de liqueur mixte (obtenu d'une STEU de St. Paul, au Minnesota). Il convient cependant de noter que les bactéries présentes dans les boues activées ont été choisies en fonction de leur capacité de s'associer aux substances chimiques d'origine anthropique, de sorte que les essais utilisant de telles bactéries pourraient sous-estimer la toxicité. On a réalisé en tout cinq essais dans un mélange de boues activées et de liqueur mixte avec des mélanges commerciaux de sels d'ammonium et de tétrabutylammonium de l'APDFO (3M Company, 1980a; id., 1990b; id., 1996d; Beach, 1995b). D'après l'inhibition de la respiration, la CE50 (3 heures) allait de plus de 1 000 à plus de 3 320 mg/L, et la CSEO (7 minutes) s'élevait à 1 000 mg/L (3M Company, 1980a).

MacDonald et al. (2004) ont mesuré la toxicité de l'APDFO de pureté élevée pour le moucheron aquatique Chironomus tentans. Aucune toxicité n'a été observée aux concentrations choisies. La CSEO sur 10 jours (basée sur les taux de survie et de croissance) était de 100 mg/L.

Li (2008) a réalisé des essais de toxicité sur la laitue (Lactuca sativa), le concombre (Cucumis sativus) et le pak-choï (Brassica rapa chinensis) en ce qui concerne la germination des graines et l'élongation des racines. L'APDFO n'a eu aucun effet sur la germination des graines du concombre, les valeurs de la CL50 et de la CSEO étant supérieures à 2 000 mg/L. La CL50 et la CSEO pour la germination des graines de laitue était de 1 734 et de 1 000 mg/L, respectivement. Pour la germination des graines de pak-choï, la CL50 était de 579 mg/L et la CSEO, de 250 mg/L. La CE50 pour l'élongation des racines de ces trois espèces variait entre 263 et 1 254 mg/L. L'APDFO a inhibé presque entièrement la croissance des racines de la laitue et du pak-choï à des concentrations supérieures ou égales à 1 000 mg/L. La CSEO pour l'élongation des racines de ces trois espèces variait entre moins de 62,5 et 250 mg/L.

Stahl et al. (2009) ont étudié le transfert sol-plante du mélange d'APDFO et de PFOS pour le blé de printemps, l'avoine, la pomme de terre, le maïs et l'ivraie vivace. Les concentrations étaient comprises entre 0,25 et 50 mg/kg du mélange sous forme de solution aqueuse. Les concentrations d'APDFO étaient supérieures à celles du PFOS dans toutes les plantes, sauf dans la pomme de terre, qui affichait une absorption et une accumulation plus fortes dans la partie végétative que dans l'organe de réserve. Des anomalies visibles ont été observées à des concentrations supérieures à 10 mg/kg. On a observé, entre 25 et 50 mg/kg du mélange susmentionné, des nécroses de l'avoine et de la pomme de terre, un jaunissement des feuilles de l'ivraie et une diminution de la croissance du blé de printemps.

Liu et al. (2007a) ont utilisé le tilapia du Nil (Oreochromis niloticus) mâle comme modèle in vitro pour détecter l'induction de la vitellogénine. La vitellogénine est une protéine précurseur du vitellus (ou jaune d'œuf) exprimée chez les poissons, les amphibiens, les reptiles (y compris les oiseaux), les insectes et les ornithorynques femelles seulement. En présence de substances qui ont un effet sur le système endocrinien, les mâles peuvent également exprimer le gène de la vitellogénine. Des hépatocytes de tilapia mâle en culture ont été exposés pendant 48 heures à l'APDFO ainsi qu'aux 4:2 FTOH, 6:2 FTOH et 8:2 FTOH. Une induction de la vitellogénine proportionnelle à la dose a été observée dans les cellules traitées à l'APDFO et au 6:2 FTOH, alors que la vitellogénine est demeurée inchangée dans les cellules traitées au 4:2 FTOH et au 8:2 FTOH. Les valeurs estimées de la concentration efficace médiane (CE50) après 48 heures étaient de 2,9 × 10-5 M (12 mg/L) pour l'APDFO et de 2,8 × 10-5 M (12,9 mg/L) pour le 6:2 FTOH. Dans le cadre de l'étude dans le temps, l'induction de la vitellogénine s'est produite en 48 heures (APDFO), en 72 heures (4:2 FTOH), en 12 heures (6:2 FTOH) et en 72 heures (8:2 FTOH), puis s'est accrue davantage après 96 heures d'exposition. La coexposition à un mélange de composés perfluorés et à l'estradiol pendant 48 heures a entraîné l'inhibition importante proportionnelle à la dose de la production de vitellogénine dans les cellules hépatiques induite par l'estradiol, sauf dans le cas du 4:2 FTOH. Les valeurs estimées de la concentration inhibitrice médiane (CI50) après 48 heures étaient de 5,1 × 10-7 M (0,21 mg/L) pour l'APDFO, de 1,1 × 10-6 M (0,51 mg/L) pour le 6:2 FTOH et de 7,5 × 10-7 M (0,35 mg/L) pour le 8:2 FTOH. Afin d'étudier de façon plus approfondie le mécanisme œstrogénique, les hépatocytes ont été exposés simultanément pendant 48 heures à un mélange d'APDFO et de 6:2 FTOH, plus le tamoxifène, inhibiteur connu du récepteur des œstrogènes. Les résultats généraux démontrent que l'APDFO et les FTOH sont des substances ayant des activités œstrogéniques et que l'exposition à une combinaison d'estradiol et d'APDFO ou de FTOH produit des effets antiœstrogéniques. Les résultats de l'essai sur l'inhibition du récepteur des œstrogènes semblent aussi indiquer que l'effet œstrogénique de l'APDFO et des FTOH pourrait être induit par la voie de signalisation de ce récepteur dans les hépatocytes de tilapia en culture primaire.

Wei et al. (2008a) ont examiné les effets de l'APDFO sur des ménés (Gobiocypris rarus) mâles et femelles en les exposant à des concentrations de 3, 10 et 30 mg/L de cette substance pendant 28 jours. Une exposition à des concentrations d'APDFO de 3 mg/L a entraîné une hypertrophie hépatocellulaire modérée dans le foie des poissons mâles et femelles. Les ménés mâles exposés à des concentrations de 10 mg/L d'APDFO présentaient des gouttelettes hyalines éosinophiles dans le cytoplasme des hépatocytes. Quant aux ménés femelles, ils présentaient plus de gouttelettes hyalines éosinophiles dans le cytoplasme des hépatocytes, une hypertrophie hépatocellulaire et une dégénérescence vacuolaire. On a observé chez les ménés exposés à des concentrations de 30 mg/L d'APDFO des modifications histopathologiques graves du foie et une perturbation des fonctions mitochondriales. L'inhibition des gènes associés à la biosynthèse des hormones thyroïdiennes et l'induction des gènes sensibles à l'œstrogène pourraient indiquer que cet acide influe sur le système endocrinien. En outre, Wei et al. (2008b) ont identifié les biomarqueurs protéiques possibles de l'exposition du foie des ménés à des concentrations de 3, 10 et 30 mg/L de cette substance pendant 28 jours et ont relevé 34 et 48 spots protéiques modifiés chez les mâles et les femelles, respectivement. Ces protéines contribuaient au transport intracellulaire des acides gras, au stress oxydatif, au catabolisme des macromolécules, au cycle cellulaire, au maintien de l'homéostasie du Ca2+ et à la fonction mitochondriale. De plus, Wei et al. (2007) ont examiné les effets in vivo de l'APDFO d'origine hydrique sur l'expression des gènes hépatiques sensibles à l'œstrogène, la vitellogénine, le récepteur des œstrogènes et le développement des gonades chez les ménés d'eau douce (Gobiocypris rarus). Dans cette étude, les auteurs ont pu observer une dégénérescence des ovocytes au cours de la vitellogenèse (atrésie) dans les ovaires des femelles matures exposées à 3, 10 et 30 mg/L d'APDFO pendant 28 jours. Chez les mâles exposés à 10 mg/L d'APDFO, des ovocytes de premier ordre (ovocytes en prévitellogenèse) se sont développés dans des testicules. Chez les sujets traités à des concentrations de 10 et 30 mg/L d'APDFO, le nombre de spermatozoïdes et de cellules germinales au cours des divers stades de la spermatogenèse était inférieur à celui observé chez les témoins. L'APDFO a provoqué une augmentation de la concentration de vitellogénine hépatique et le développement de gonades « ovotestis » chez les ménés mâles matures exposés à des concentrations de 10 et 30 mg/L de la substance pendant 28 jours. Enfin, Wei et al. (2007) ont montré que l'APDFO pouvait perturber l'activité de l'œstrogène en induisant les gènes hépatiques sensibles à l'œstrogène chez les mâles, bien que le mécanisme de développement des ovotestis chez les ménés suivant une exposition à l'APDFO soit inconnu.

Plusieurs études montrent que l'APDFO peut avoir une incidence sur le système endocrinien des animaux sauvages. Stevenson et al. (2006) ont étudié la toxicité de l'APDFO en ce qui touche le mécanisme de défense multixénobiotique chez la moule de Californie (Mytilus californianus). Ce mécanisme est la première ligne de défense des cellules contre les grandes classes de xénobiotiques qui exportent des substances chimiques modérément hydrophobes à partir des cellules par l'intermédiaire de protéines de transport transmembranaires dépendantes de l'adénosine triphosphate. Le transporteur le plus étudié est la glycoprotéine P, mécanisme de défense fragile et peut être perturbé par certains xénobiotiques. L'accroissement de la sensibilité du sujet, appelé chimiosensibilisation, est dû à la capacité de la glycoprotéine P de reconnaître de multiples substrats xénobiotiques et de s'y lier, ce qui entraîne la saturation de la capacité de fixation. Même des substances non toxiques peuvent être des chimiosensibilisateurs et nuire à des organismes vivants en permettant aux substances toxiques normalement exclues de s'accumuler dans la cellule. Stevenson et al. (2006) ont constaté que l'APDFO, à une concentration de 50 µM (0,02 µg/L), était un important inhibiteur de la glycoprotéine P chez la moule de Californie (Mytilus californianus) et qu'il est donc un chimiosensibilisateur pour cet organisme. L'étude a également révélé que l'inhibition observée est réversible lorsque la moule est retirée du milieu contaminé, puis placée dans de l'eau de mer propre.

Ishibashi et al. (2008b) ont montré que l'APDFO stimule le récepteur a activé par les proliférateurs des peroxysomes (PPARa) dans le foie des phoques annelés du Baikal, soit la première identification rapportée de l'acide désoxyribonucléique (ADN) complémentaire du PPARa chez les espèces aquatiques sauvages. Le PPAR fait partie de la superfamille des récepteurs nucléaires des hormones activés par des ligands. Le PPARa joue un rôle physiologique essentiel en tant que détecteur de lipides et régulateur du métabolisme lipidique. La concentration minimale avec effet observé (CMEO) était de 62,5 µM (25,9 mg/L) pour l'APDFO.

L'incidence potentielle de l'exposition aux composés perfluorés sur les lésions hépatiques a été examinée chez les ours blancs de l'Est du Groenland (Sonne et al., 2008). Cette étude portait notamment sur les paramètres suivants : infiltration des cellules mononucléaires, granulomes lipophagiques, stéatose, cellules de Ito et hyperplasie du canal cholédoque ou fibrose portale. La population était constituée de 28 femelles et de 29 mâles pris par des chasseurs de la région entre 1999 et 2002. Des échantillons de foie ont été analysés aux fins de détection du PFOS, de l'acide perfluorononanoïque, de l'acide perfluoroundécanoïque, de l'acide perfluorodécanoïque, de l'acide perfluorotétradécanoïque, de l'APDFO, du perfluorooctanesulfonamide, du perfluorodécanoate et du perfluorohexanesulfonate. Dans 23 cas, la concentration d'APDFO était inférieure à la limite de détection (0,0012 µg/g en poids humide). Soixante-cinq pour cent des ours blancs affichaient des concentrations totales de substances perfluoroalkyliques (PFA) supérieures à 1 µg/g en poids humide. Les concentrations totales de ces substances étaient comprises entre 0,256 et 2,77 µg/g en poids humide chez les femelles et entre 0,114 et 3,052 µg/g en poids humide chez les mâles. Toutes les substances PFA analysées ont été additionnées, de sorte qu'on ne peut déterminer de relation de cause à effet pour un composé perfluoré en particulier, comme l'APDFO. Les ours blancs de l'Est du Groenland sont également contaminés par d'autres substances, comme les composés organochlorés (biphényles polychlorés [BPC], dichlorodiphényltrichloroéthane [DDT]) et le mercure, qui peuvent agir comme cofacteurs de confusion synergiques dans l'apparition des lésions. Les auteurs ont conclu que l'analyse statistique ne permettait pas de déterminer si l'exposition chronique aux composés perfluorés était associée aux lésions hépatiques chez les ours blancs. Toutefois, ces lésions étaient semblables à celles produites par les composés perfluorés dans des conditions de laboratoire (Sonne et al., 2008).

On a mesuré les concentrations d'APDFO par rapport à la fonction immunitaire et aux paramètres sanguins cliniques chez des dauphins à gros nez et des tortues de mer au large de la Floride, de la Géorgie et de la Caroline du Sud. Il importe de noter qu'aucune relation directe de cause à effet n'a pu être établie clairement, car d'autres contaminants pourraient produire simultanément des effets. Les résultats ont révélé qu'il pourrait y avoir augmentation des indicateurs d'inflammation et d'immunité dans les paramètres sanguins cliniques chez le dauphin à gros nez par rapport à l'APDFO, ce qui semble indiquer que cet acide pourrait influer sur les biomarqueurs de la santé chez les mammifères marins (Peden-Adams et al., 2004a). Parmi les biomarqueurs analysés chez le dauphin à gros nez, on compte le nombre absolu de lymphocytes, les concentrations de triglycéride sérique, la teneur en protéines sériques totales, le taux de sérumalbumine, le taux de cortisol sérique, le taux de protéines C-réactives, l'activité enzymatique (lysozyme) et la prolifération des cellules B (Peden-Adams et al., 2004a). La relation entre les concentrations de triglycérides sériques et l'APDFO était plus étroite chez les femelles que chez les mâles. Il existait des corrélations positives, mais faibles, entre la prolifération des lymphocytes (des cellules B) induite par le lipopolysaccharide et l'APDFO chez les dauphins à gros nez mâles, et une forte corrélation entre l'activité enzymatique (lysozyme) [mesure de l'immunité innée] et l'APDFO chez la même espèce. De faibles concentrations de substances PFA peuvent aussi influer sur les biomarqueurs de la santé chez la caouane (Peden-Adams et al., 2004b). Par exemple, divers biomarqueurs sont analysés pour cette espèce, entre autres la teneur en protéines plasmatiques totales, les globulines du plasma, la prolifération des cellules T, l'activité enzymatique (lysozyme) dans le plasma et la prolifération des cellules B (Peden-Adams et al., 2004b). L'APDFO et l'alcool télomérique 8:2 ont fait l'objet d'un dosage dans l'urine de dauphins à gros nez appartenant à des populations situées au large de la Floride et de la Caroline du Sud (Houde et al., 2005). Les auteurs ont également constaté que la teneur en APDFO du plasma diminuait considérablement en fonction de l'âge chez les dauphins des secteurs de Charleston (Caroline du Sud) et de la lagune de la rivière Indian (Floride).

La démarche suivie dans cette évaluation écologique préalable consiste à examiner les divers renseignements à l'appui et à tirer des conclusions fondées sur de multiples éléments d'information, tels que la persistance, l'exposition, les tendances, le risque écologique, la toxicité intrinsèque, la bioaccumulation et la présence répandue dans l'environnement. Des organismes servant de paramètres sont choisis en fonction de l'analyse des voies d'exposition. Pour chacun de ces organismes, une concentration environnementale estimée (CEE) prudente (cas très défavorable) et une concentration estimée sans effet (CESE) sont déterminées. On calcule la CESE en choisissant la plus faible valeur critique de la toxicité (VCT) pour l'organisme considéré et en la divisant par un coefficient approprié au point de données. Un quotient de risque (CEE/CESE) est calculé pour chacun des organismes servant de paramètres afin de déterminer s'il existe des risques pour l'environnement au Canada.

Butenhoff et al. (2002) ont mené une étude sur 26 semaines comportant le gavage par voie orale de macaques de Buffon; la concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) était de 3 mg/kg p.c. par jour chez les mâles pour des niveaux de sérum présentant des effets réversibles sur le foie et des augmentations du poids relatif du foie sans effets histopathologiques. La concentration moyenne d'APDFO dans le foie, de 15,8 µg/g, mesurée durant la 27e semaine chez les membres du groupe de sujets correspondant à la CMENO de 3 mg/kg p.c. par jour a été choisie comme VCT. Cette VCT, divisée par un facteur d'application de 100, a donné une CESE de 0,158 µg/g ou 158 µg/kg. On a utilisé ce facteur d'application pour tenir compte de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, de la variation intraspécifique et interspécifique et de l'extrapolation CMENO-CSENO (concentration sans effet nocif observé). La valeur choisie comme CEE correspond à la plus forte concentration d'APDFO dans le foie mesurée chez l'ours blanc (13 µg/kg en poids humide) de Sanikiluaq, au Nunavut (Canada) [Martin et al., 2004a].

Le quotient de risque (CEE/CESE) propre aux mammifères sauvages au Canada est de 0,08 (13/158). Comme il est inférieur à 1, l'exposition à la concentration précitée qui est actuellement décelée dans l'environnement présente donc une faible probabilité de risque.

Les mesures des concentrations dans des eaux de surface comprennent celles réalisées dans le ruisseau Etobicoke (à Toronto, en Ontario), à la suite d'un déversement de mousse extinctrice aqueuse (Moody et al., 2002), et dans le lac Ontario (Boulanger et al., 2004). Ces données ont été choisies pour le calcul des CEE au Canada selon trois scénarios :

  1. dans des conditions de déversement (11,3 µg/L; en aval du point de déversement sur 150 jours);
  2. dans un ruisseau situé dans une zone densément peuplée (0,033 µg/L; en amont du point de déversement sur 150 jours);
  3. dans un lac situé dans une zone densément peuplée (la concentration de fond la plus élevée étant de 0,070 µg/L; lac Ontario).

Les conditions de déversement donnent des CEE représentatives du cas le plus défavorable, mais on peut également considérer que les conditions dans la partie amont du ruisseau Etobicoke favorisent l'obtention de CEE représentatives de cas très défavorables dans les eaux de surface en général au Canada en raison de la densité de la population et de la présence de plusieurs STEU dans le secteur, de la présence de points de décharge d'eaux pluviales le long du ruisseau et du débit naturel raisonnablement faible du cours d'eau, si bien que les apports d'origine anthropique sont soumis à une dilution minimale. Or, des concentrations plus élevées ont été mesurées dans le lac Ontario. La CEE choisie pour chaque scénario correspondait à la concentration maximale d'APDFO enregistrée :

  1. conditions de déversement (CEE = 11,3 µg/L);
  2. ruisseau récepteur (CEE = 0,033 µg/L);
  3. lac récepteur (CEE = 0,070 µg/L).

La plupart des données sur la toxicité dont on dispose ont trait à des organismes pélagiques d'eau douce, vu qu'on s'attend à ce que l'APDFO s'introduise en premier lieu dans le milieu aquatique. L'organisme le plus sensible aux effets de l'APDFO selon les essais monospécifiques réalisés était l'algue d'eau douce Pseudokirchneriella subcapitata [CMEO (96 heures) en fonction du taux de croissance et du nombre de cellules = 2 mg/L] (Ward et al., 1995b; id., 1995d).Cette valeur a été retenue comme VCT pour les organismes pélagiques; elle est divisée par un facteur d'application de 100 pour tenir compte de l'extrapolation des conditions du laboratoire à celles sur le terrain, des effets pouvant être attribuables à la présence d'autres facteurs de stress et de la variation intraspécifique et interspécifique, ce qui donne une CESE de 0,02 mg/L ou 20 µg/L. Les quotients de risque (CEE/CESE) propres aux organismes pélagiques sont les suivants :

  1. conditions de déversement = 0,56 (11,3/20);
  2. ruisseau récepteur = 0,002 (0,033/20);
  3. lac récepteur = 0,004 (0,07/20).

Ces quotients de risque indiquent que l'exposition à la concentration précitée qui est actuellement décelée dans l'environnement présente une faible probabilité de risque pour les organismes pélagiques.

L'étude de Wei et al. (2007) a montré que les ménés (Gobiocypris rarus) femelles exposées à 3, 10 et 30 mg/L d'APDFO pendant 28 jours affichaient une dégénérescence des ovocytes au cours de la vitellogenèse (atrésie) dans les ovaires. La valeur de 3 mg/L a été choisie comme VCT. Elle est divisée par un facteur d'application de 100 pour tenir compte de l'extrapolation des conditions du laboratoire à celles sur le terrain, des effets pouvant être attribuables à la présence d'autres facteurs de stress et de la variation intraspécifique et interspécifique, ce qui donne une CESE de 0,03 mg/L ou 30 µg/L. Le quotient de risque pour les organismes pélagiques dans :

  1. un ruisseau récepteur est de 0,001 (0,033/30);
  2. un lac récepteur est de 0,002 (0,07/30).

Ces quotients de risque indiquent que l'exposition à la concentration précitée qui est actuellement décelée dans l'environnement présente une faible probabilité de risque.

La valeur choisie comme CEE, soit 0,0066 µg/g en poids sec, s'avère la concentration maximale mesurée dans les sédiments des eaux libres du lac Ontario. On dispose actuellement de données tirées d'une étude écotoxicologique d'invertébrés benthiques exposés à l'APDFO, en particulier le moucheron aquatique Chironomus tentans (MacDonald et al., 2004). Les auteurs de cette étude n'ont pas observé de réponse eu égard aux taux de croissance et de survie à des concentrations allant jusqu'à 100 mg/L dans les eaux exposées à la substance. La CSEO s'établissait à 100 mg/L, mais il est à noter qu'aucun essai n'a été effectué à des concentrations plus élevées et que le seuil de toxicité est incertain. La CSEO sur dix jours (100 mg/L) tirée de l'étude de MacDonald et al. (2004) a été considérée comme la VCT qui convenait le mieux. Un facteur d'application de 100 a été utilisé pour tenir compte des variations entre les conditions de laboratoire et les conditions de terrain, ce qui a donné une CESE de 1 mg/L ou 1 mg/kg. Le quotient de risque de 0,0066 (0,0066 mg/kg/1 mg/kg) indique que l'exposition à la concentration précitée qui est actuellement décelée dans l'environnement présente une faible probabilité de risque pour les organismes benthiques.

Les valeurs obtenues comme quotients de risque pour l'APDFO sont résumées dans le tableau 6.

Tableau 6. Résumé des valeurs obtenues comme quotients de risque pour l'APDFO

Organisme servant de paramètre VCT CESE CEE Scénario Quotient de risque (CEE/CESE)
(µg/L)1
Algue d'eau douce 2 0002 203 11,34 Cas le plus défavorable (conditions de déversement) 0,6
Algue d'eau douce (ruisseau en milieu urbain) 2 0002 203 0,0335 Cas très défavorable (ruisseau récepteur) 0,002
Algue d'eau douce (lac Ontario) 2 0002 203 0,076 Cas très défavorable (lac récepteur) 0,004
Ours blanc de l'Arctique canadien (foie) 15,8 mg/kg7 158 µg/kg8 13 µg/kg9 Cas très défavorable 0,08
Organismes benthiques 100 mg/L 13 mg/kg 0,0066 µg/g en poids sec Cas très défavorable 0,0066
Ménés mâles et femelles 3 mg/L10 0,03 mg/L3 0,033-0,075 et 6 Cas très défavorable (lac et ruisseau récepteurs) 0,001-0,002
1 Sauf indication contraire.
2 CMEO (96 heures) mesurée chez l'algue d'eau douce (Pseudokirchneriella subcapitata) d'après le taux de croissance et le nombre de cellules (Ward et al., 1995a; id., 1995b).
3 Facteur d'application de 100 qui tient compte de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain et des variations intraspécifiques et interspécifiques.
4 Concentration la plus élevée d'APDFO mesurée en amont dans le ruisseau Etobicoke à la suite d'un déversement de mousse extinctrice aqueuse.
5 Concentration la plus élevée d'APDFO mesurée en amont dans le ruisseau Etobicoke à la suite d'un déversement de mousse extinctrice aqueuse (qui représente la concentration de fond dans le cours d'eau indépendamment de l'influence du déversement).
6 Concentration la plus élevée d'APDFO mesurée dans le lac Ontario (Boulanger et al., 2004).
7 Concentration dans le foie équivalant à la CMENO mesurée dans une étude sur 26 semaines comportant l'administration d'APDFO par gavage à des macaques de Buffon (Butenhoff et al., 2002).
8 Facteur d'application de 100 qui tient compte de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain, des effets pouvant être attribuables à la présence d'autres facteurs de stress, de la variation intraspécifique et interspécifique ainsi que de l'extrapolation CMENO-CSENO. Aucune CSENO (ni aucune dose sans effet observé [DSEO]) n'a pu être déterminée dans l'étude de Butenhoff et al. (2002). La DSEO efficace était inférieure à 3 mg/kg p.c. par jour. La cause de la mort à la faible dose (3 mg/kg p.c. par jour) n'a pas pu être déterminée avec certitude (c.-à-d. que la mort peut ne pas être liée au traitement, ce qui peut révéler une importante variation intraspécifique), car les tumeurs chez les rongeurs seraient induites par la prolifération des peroxysomes (elles ne seraient pas de type génotoxique) et l'accroissement du poids du foie à ces faibles doses pourrait indiquer l'induction de tumeurs dans un scénario d'exposition chronique.
9 La concentration la plus forte d'APDFO dans le foie a été mesurée chez l'ours blanc de Sanikiluaq, au Nunavut (Canada) [Martin et al., 2004a].
10 Concentration la plus faible entraînant l'induction de la vitellogénine dans le foie des ménés mâles et femelles (Wei et al., 2007).

En résumé, les quotients de risque pour les organismes pélagiques indiquent que l'exposition à la concentration précitée qui est actuellement décelée dans l'environnement présente une faible probabilité de risque. Toutefois, vu la nature très persistante de l'APDFO et l'incidence que peut avoir l'APDFO sur le système endocrinien (notamment l'induction de la vitellogénine, la féminisation des poissons mâles et la dégénérescence des ovaires des poissons femelles) chez plusieurs espèces, il se peut que les concentrations présentes dans le milieu aquatique se rapprochent d'une exposition qui entraîne des effets nuisibles dans l'avenir. Le quotient de risque pour les mammifères sauvages du Canada (ours blancs) est inférieur à 1; toutefois, en raison de la persistance, de la bioaccumulation et de la tendance temporelle à la hausse des concentrations d'APDFO chez les ours blancs, et du fait que d'autres composés perfluoroalkyliques ainsi que les précurseurs de l'APDFO peuvent contribuer à l'effet additif ou synergique global de cet acide chez l'ours blanc, les concentrations d'APDFO chez cette espèce peuvent se rapprocher des expositions entraînant des effets nuisibles dans l'avenir.

Malgré certaines lacunes et incertitudes, le corps des données sur l'APDFO et ses précurseurs est néanmoins substantiel. Par exemple, alors que les mécanismes de transport de l'APDFO et de ses précurseurs dans l'Arctique ne sont pas clairs, ces composés semblent avoir une certaine mobilité, étant donné qu'on a mesuré de l'APDFO dans le biote dans tout l'Arctique canadien, loin des sources connues. Les voies environnementales transférant l'APDFO au biote ne sont pas bien comprises en raison du peu de données de surveillance qui existent sur les concentrations de ses divers précurseurs dans l'air, l'eau, les effluents et les sédiments du Canada. De plus, bien que les mécanismes de toxicité de l'APDFO soient mal compris, on a signalé toute une gamme d'effets toxicologiques chez diverses espèces, notamment l'induction de la vitellogénine, la féminisation des poissons mâles et la toxicité hépatique. Actuellement, on ne dispose que d'informations limitées sur la toxicologie des précurseurs de l'APDFO, la possibilité d'effets combinés ou synergiques avec l'APDFO ainsi que la toxicologie et le potentiel d'effets combinés ou synergiques de l'APDFO avec d'autres acides perfluoroalkyliques. En outre, selon des études menées par van Leeuwen et al. (2006) révélant une variabilité dans les résultats obtenus par divers laboratoires, il se peut que les résultats des analyses effectuées par ces laboratoires ne soient pas directement comparables.

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