Persistance et potentiel de bioaccumulation

Les données ci-dessous ont été prises en compte pour déterminer si les APFC à longue chaîne (C9 à C20), leurs sels et leurs précurseurs satisfont aux critères de la persistance et de la bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation(Canada, 2000). Les critères de la persistance correspondent à une demi-vie égale ou supérieure à 2 jours dans l'air, à 182 jours dans l'eau et le sol ou à 365 jours dans les sédiments, ou encore à des éléments confirmant le transport à grande distance vers des régions éloignées. Quant aux critères de la bioaccumulation, ils correspondent à un facteur de bioaccumulation ou un facteur de bioconcentration (FBA ou FBC) dont la valeur est égale ou supérieure à 5 000, ou à un log K_oe dont la valeur est égale ou supérieure à 5,0.

Une faible quantité de C9 a été produite dans un système au peroxyde d’hydrogène photoinduit, ce qui montre la dégradation rapide de solutions 10 et 100 µg/M de FTOH 8:2 (quelques minutes à quelques heures) par l’intermédiaire de la formation d’aldéhydes fluorotélomériques (ALFT) 8:2, d’ACFT 8:2 et d’ACFTI 8:2 (Gauthier et Mabury, 2005). Cependant, il s’agit là d’une réaction de photolyse en phase aqueuse qui n’est peut-être pas une source importante d’APFC à longue chaîne (C9 à C20) dans l’environnement étant donné la faible solubilité dans l’eau et la constante de la loi d’Henry élevée des FTOH.

Hori et al. (2005a) ont signalé la décomposition de l'APFC en C9 lorsque la concentration de cet acide était de 1,51 mg/L. Hori et al. (2005b) ont également étudié la dégradation de l’APFC en C9, C10 et en C11 en présence de l’ion persulfate (S₂O₈ ^-2) dans un système biphasique eau/CO₂ liquide. L’APFC en C9 était également décomposé en ions fluorure et en dioxyde de carbone lorsqu’il était placé dans une solution contenant du S₂O₈^-2 chauffée à 80 °C pendant 6 heures (Hori et al., 2008). Cependant, les conditions mises en place dans ces études n’existent pas dans l’environnement.

Hurley et al. (2004) ont montré que le temps de séjour avant dégradation des APFC à chaîne courte (C3 à C5) dans la phase gazeuse de l’atmosphère, en conditions de smog artificiel, était de l’ordre de 130 jours en raison des réactions avec les radicaux OH; le temps de séjour avant dépôt par voie sèche ou humide (par l’intermédiaire des particules) est quant à lui de l’ordre de 10 jours. On n’a observé aucune photolyse directe des acides en phase gazeuse. En outre, Hurley et al. (2004) ont affirmé qu’il est peu probable que ces valeurs changent de manière significative avec l’allongement de la chaîne carbonée de l’acide. On ne croit pas que le mécanisme de dégradation commençant par la réaction C_nF_2n+1COOH + OH ® H₂O + C_nF_2n+1COO (suivie par _nF_2n+1COO ®C_nF_2n+1 + CO₂, etc.) soit particulièrement efficace, puisque le temps de séjour associé à ce processus (130 jours) est considérablement supérieur au temps de séjour estimé dans le cas du retrait des APFC de l’atmosphère par dépôt sec ou humide (~10 jours). Autrement dit, même si des APFC sont formés dans l’atmosphère à partir de FTOH, ils n’y demeureront pas suffisamment longtemps pour y être dégradés.

La présence d’APFC à longue chaîne (C9 à C20) dans l’Arctique canadien (Martin et al., 2004a) est révélatrice du transport à grande distance, soit d’APFC à longue chaîne (par exemple, par les courants océaniques) (Wania, 2007; Prevedouros et al., 2006), soit de précurseurs volatils d’APFC à longue chaîne comme des FTOH (par exemple, par le transport atmosphérique), soit des deux (Wallington et al., 2006; Stock et al., 2007). Au printemps 2005 et 2006, des APFC en C9 à C11 ont été mesurés sur les calottes glaciaires polaires de trois régions de l'Extrême-Arctique (la calotte glaciaire Melville, dans les Territoires du Nord-Ouest et les calottes glaciaire Agassiz et Devon, au Nunavut) (Young et al., 2007). Les concentrations d'APFC en C9 se situaient entre 0,005 à 0,246 ng/L, celles d'APFC en C10 allaient de valeurs inférieures à la limite de détection à 0,022 ng/L et celles d'APFC en C11 variaient de valeurs inférieures à la limite de détection à 0,027 ng/L. Entre 1996 et 2005, les concentrations d'APFC en C9 et C10 ont augmenté (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'APFC en C9, C10 et C11 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 des taux de précipitation qui y sont enregistrées. En 2005, le flux des APFC en C9 se situait entre 73 et 860 kg/an; celui des APFC en C10 entre 16 et 84 kg/an et celui des APFC en C11 entre 26 et 62 kg/an (Young et al. 2007).

Une hypothèse avancée pour expliquer la présence d’APFC à longue chaîne (C9 à C20) dans le biote de régions éloignées est qu’un précurseur (par exemple, des FTOH) serait émis dans l’atmosphère, et que sa dégradation biotique et abiotique finirait par donner des APFC à longue chaîne. Ellis et al. (2004a) ont montré que le temps de séjour des FTOH à chaîne courte dans l’atmosphère, tel qu’il a été déterminé d’après leur réaction avec les radicaux hydroxy, est d’environ 20 jours. Shoeib et al. (2006) ont recueilli des échantillons d’air pendant une traversée de l’Atlantique Nord et de l’archipel canadien effectuée en juillet 2005 pour étudier les concentrations de FTOH. Les plus fortes concentrations mesurées étaient celles des FTOH 8:2 (5,8 à 26 pg/m³), suivies par celles des FTOH 10:2 (1,9 à 17 pg/m³), puis des FTOH 6:2 (valeur inférieure à la limite de détection jusqu’à une concentration de 6,0 pg/³). Les propriétés tensioactives des APFC ont été étudiées afin de déterminer leur incidence sur la possible formation d’aérosols perfluorés au-dessus du milieu marin (Waterland et al., 2005); elles pourraient d’ailleurs laisser supposer un mécanisme pour le transport à grande distance par les courants océaniques jusque dans les régions éloignées. Toutefois, les résultats des travaux de recherche actuels semblent indiquer que la présence d’APFC à longue chaîne (C9 à C20) en régions éloignées proviendrait de la dégradation de précurseurs fluoroalylés volatils comme les FTOH. Young et al. (2007) ont émis l’hypothèse que la présence d’APFC en C9, C10 et C11 sur les calottes glaciaires de l’Extrême-Arctique canadien désigne l’oxydation de précurseurs volatils dans l’atmosphère comme la source. Les calottes glaciaires de l’Extrême-Arctique sont contaminées par des sources atmosphériques, et leur surveillance peut permettre de dégager les tendances temporelles à long terme des concentrations atmosphériques. Le rapport des concentrations de ces APFC aux concentrations de sodium était variable, ce qui signifie que les concentrations d’APFC sur la calotte glaciaire ne dépendent par de la chimie marine. On a caractérisé les flux atmosphériques à partir des concentrations d’APFC sur les calottes glaciaires, en tenant compte de la superficie de chacune de ces dernières. En 2005, les flux d’APFC aux latitudes supérieures à 65° N ont été estimés à des valeurs situées entre 73 et 860 kg/an pour les APFC en C9, entre 16 et 84 kg/an pour les APFC en C10, et entre 26 et 62 kg/an pour les APFC en C11.

La liaison carbone-fluor, l’une des plus fortes qui existent dans la nature (~ 110 kcal/mol), rend la structure d’une molécule extrêmement stable et généralement résistante à la dégradation. Le fluor est l’élément le plus électronégatif du tableau périodique, ce qui procure un fort potentiel d’ionisation et une faible polarisabilité, des interactions intermoléculaires et intramoléculaires faibles, ainsi qu’une tension superficielle extrêmement faible. Il est également raisonnable de penser que la photolyse directe de la chaîne fluorocarbonée sera très lente : la stabilité à ce degré d’énergie devrait être conservée pendant plus d’un siècle (Environnement Canada et Santé Canada, 2006). Les APFC ont en général des propriétés tensioactives en raison de la combinaison des caractéristiques d’oléophobicité, d’hydrophobicité et d’hydrophilicité de différentes parties d’une molécule donnée. La nature des APFC, par exemple leur forte tendance à s’ioniser, devrait les rendre particulièrement abondants dans la phase aqueuse; à l’inverse, on ne s’attend pas à ce qu’ils se logent en grandes quantités dans l’atmosphère (Ellis et al., 2004a). Il est peu probable que ces acides se décomposent dans quelque milieu que ce soit, y compris dans l’eau et les sédiments, dans les conditions environnementales naturelles.

Des critères réglementaires (FBC et FBA) définissant si une substance donnée doit ou non être considérée comme bioaccumulable ont été établis en application de la LCPE (1999). Les critères sont fondés sur l’expérience accumulée au fil du temps en ce qui concerne les substances organiques neutres non métabolisées. Ces critères, fixés d’après les critères de la persistance et de la bioaccumulation définis dans la Politique de gestion des substances toxiques du gouvernement fédéral élaborée au milieu des années 1990 et publiée officiellement en 1995 (Canada, 1995), visent à identifier les substances lipophiles susceptibles de se bioaccumuler essentiellement dans les systèmes aquatiques. Ainsi, les substances qui répondent aux critères définis, c’est-à-dire un FBA ou un FBC supérieur à 5 000 ou un log K_oe supérieur ou égal à 5, sont fortement susceptibles de se bioaccumuler dans un organisme donné et de se bioamplifier à l’intérieur du réseau trophique. Il faut toutefois préciser que les FBA, les FBC et le log K_oe ne sont que quelques-uns des éléments formant le poids de la preuve qui détermine le potentiel de bioaccumulation d’une substance donnée. En outre, une substance peut être jugée suffisamment bioaccumulable pour susciter des préoccupations même si les critères réglementaires ne sont pas atteints.

Parmi les autres mesures de la bioaccumulation qui décrivent de manière directe le potentiel des substances chimiques à se bioamplifier figurent les facteurs de bioamplification (FBM) et les facteurs d’amplification trophique (FAT), qui sont parfois appelés facteurs de bioamplification dans le réseau trophique. Le FBM correspond au rapport de la concentration d’une substance chimique chez un prédateur sur sa concentration chez la source de nourriture ou la proie de ce dernier. On peut considérer comme préoccupant un FBM supérieur à 1, puisqu’une telle valeur donne à penser qu’il y a bioamplification. Le FBM mesuré pour un aliment donné en laboratoire est parfois appelé « FBA alimentaire ». L’une des incertitudes notables qui sont associées à la mesure des FBM provient de la difficulté à établir l’état trophique réel d’un prédateur et de sa proie, étant donné que la plupart des organismes sont omnivores (Gray, 2002). On peut voir le FAT comme le rapport moyen de la concentration d’une substance chez les prédateurs et de sa concentration chez les proies dans l’ensemble ou une partie d’un réseau trophique. Comme dans le cas du FBM, un FAT supérieur à 1 peut susciter des préoccupations, car il indique l’existence d’un phénomène de bioamplification dans le réseau trophique. Les FBM et les FAT sont mesurés le plus souvent sur le terrain, bien qu’il soit aussi possible d’utiliser des études en laboratoire sur l’alimentation pour estimer les FBM (ou « FBA alimentaires »). En général, les concentrations de produits chimiques sont normalisées pour une matrice lipidique avant la détermination des FBM et des FAT; cependant, une telle normalisation pourrait ne pas convenir dans le cas des substances perfluorées, puisqu’elles semblent se lier de préférence avec les protéines dans le foie, les reins et le plasma plutôt qu’avec les lipides (Houde et al., 2006b; Martin et al., 2003a). Il n’existe aucune méthode de normalisation applicable aux substances s’associant aux protéines ou au plasma, ce qui introduit une source d’incertitude dans l’évaluation des FBM et les FAT des APFC.

Les APFC possèdent des portions oléophobes, des portions hydrophobes et des portions hydrophiles, et ils combinent donc toutes ces propriétés. En outre, le groupement carboxylate lié à la chaîne perfluorée rend la molécule polaire. Compte tenu de ces propriétés, l’hypothèse habituelle selon laquelle les interactions hydrophobes et lipophiles entre le composé et le substrat constituent les principaux mécanismes régissant le comportement de partage pourrait ne pas s’appliquer dans le cas des APFC à longue chaîne (C9 à C20). On considère que ces derniers sont « difficiles à modéliser » (c’est-à-dire que la plupart des modèles sont fondés sur le K_oe, qui n’est pas utilisable dans le cas des substances perfluorées puisque leur comportement est déterminé par leur affinité avec les protéines) en ce qui concerne la bioaccumulation, et les mesures courantes de la bioaccumulation devraient être appliquées avec prudence lorsqu’il est question de ces substances. Aucune mesure de K_oe n’a été recensée pour quelque APFC à longue chaîne (C9 à C20) que ce soit, et il est peu probable que l’estimation du potentiel de bioaccumulation à partir de cette propriété chimique soit utile, car ces substances peuvent demeurer dans l’interphase entre les phases organique et aqueuse au lieu de se séparer entre ces deux phases (Houde et al., 2006b).

Certains ont avancé l’idée qu’il faudrait faire une hypothèse complémentaire à la méthode fondée sur les FBC, les FBA et les K_oe, à savoir que la bioaccumulation est gouvernée par les mêmes mécanismes pour tous les produits chimiques tant chez les animaux à respiration aquatique (par exemple, les poissons et les invertébrés aquatiques) que chez les animaux à respiration aérienne (par exemple, les mammifères terrestres, les oiseaux et les mammifères marins), ce qui donnerait un potentiel de bioaccumulation similaire, pour une substance donnée, dans ces deux catégories d’organismes (Kelly et al., 2004; Mackay et Fraser, 2000). Comme l’ont décrit Kelly et al. (2004), les composés organiques peuvent être regroupés en fonction de leur polarité (telle qu’elle est indiquée par le log K_oe qui diminue à mesure que la polarité s’accroît, en raison de changements quant à la solubilité dans l’eau), et de leur volatilité (telle qu’indiquée par le log du coefficient de partage octanol-air [K_oa] qui diminue à mesure que la volatilité augmente). De manière générale, les composés non polaires et non volatils (NPNV) comme les polychlorobiphényles (PCB) ont des taux de passage dans l’air et dans l’eau faibles, ce qui donne un potentiel de bioaccumulation aussi élevé chez les organismes à respiration aquatique que chez ceux à respiration aérienne. La solubilité dans l’eau des composés polaires non volatils (PNV) sera plus élevée que celle des composés NPNV en raison de la polarité et, dans le cas des APFC, de leur potentiel d’ionisation. Pour les organismes à respiration aquatique, cela pourrait entraîner une accélération de l’expulsion des composés PNV dans la phase aqueuse et une diminution du potentiel de bioaccumulation. Cependant, comme le potentiel de bioaccumulation chez les organismes à respiration aérienne est déterminé principalement par la volatilité, et non par la polarité, le caractère non volatil des composés PNV comme les APFC rend leur expulsion dans l’air relativement lente, et induit un potentiel de bioaccumulation plus élevé chez ces organismes (Stevenson, 2006).

Même si l’hypothèse générale veut que les propriétés chimiques et le comportement de partage soient les principaux processus régissant l’absorption et l’élimination, dans bien des cas, la transformation métabolique d’une substance chimique permet son élimination rapide et abaisse son potentiel de bioaccumulation (Kelly et al., 2004). Cependant, aucune étude n’a été faite sur la transformation métabolique et l’élimination des APFC chez les organismes à respiration aérienne.

L’évaluation de la bioaccumulation des APFC à longue chaîne (C9 à C20) est également compliquée par le fait que les FBC, les FBA, les FBM et les FAT sont souvent établis d’après les concentrations dans des organes distincts, et non d’après la charge dans l’organisme entier. Du point de vue toxicologique, les FBC, FBA, FBM et FAT relatifs à des organes individuels, comme le foie, peuvent être davantage pertinents lorsqu’il s’agit de prévoir le potentiel d’effets toxiques directs sur un organe en particulier (par exemple, toxicité pour le foie). Conder et al. (2008) sont d’avis que, comme la bioaccumulation est exprimée en fonction de la masse du corps entier, les concentrations d’acides perfluorés dans des tissus comme le foie ne permettent pas d’évaluer le potentiel de bioaccumulation de ces substances. Comme les tissus hépatiques et le sang ne représentent qu’une faible proportion de la masse corporelle, et vu l’ampleur des différences de concentrations entre ces compartiments et les autres tissus, il a été estimé que la concentration d’acides perfluorés dans le corps entier était 10 fois plus faible que les concentrations d’acides perfluorés dans le plasma chez les dauphins, les narvals et les bélugas et 2 à 10 fois plus faible que les concentrations d'acides perfluorés dans le sang et le foie des truites (Conder et al., 2008).

Toutefois, des mesures de la bioaccumulation (FBC, FBA, FBM) peuvent servir d’indicateurs de la toxicité directe pour les organismes dans lesquels des APFC à longue chaîne (C9 à C20) se sont accumulés, ou de la toxicité indirecte pour les organismes qui se nourissent de proies contaminées par ces APFC (toxicité attribuable au transfert le long de la chaîne alimentaire). En ce qui concerne la possibilité de toxicité directe, la charge corporelle critique est la concentration minimale d’une substance, dans l’organisme, qui provoque un effet néfaste. 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 des APFC à longue chaîne (C9 à C20), on considère souvent que le site d’action est le foie. Quant au potentiel de toxicité pour les organismes consommateurs, il est déterminé d’après la concentration dans le corps entier de la proie puisque celle-ci est habituellement consommée dans sa totalité par le prédateur, y compris les tissus, fluides et organes individuels comme le foie et le sang. Étant donné la répartition des substances perfluorées dans le foie et dans le sang, la plupart des mesures de terrain concernant ces produits portaient sur ceux-ci en particulier, surtout dans le cas des organismes occupant les niveaux trophiques supérieurs (par exemple, l’ours blanc), quand l’analyse du corps entier était impossible en raison de contraintes liées à l’échantillonnage ou au traitement en laboratoire. Lorsqu’il est possible de mesurer les FBA dans le corps entier, pour les espèces de plus petite taille occupant les niveaux trophiques inférieurs, les FBA estimés globalement pour les substances perfluorées pourraient être sous-estimés en raison de cette position trophique. Par conséquent, d’un point de vue toxicologique, les FBC, FBA et FBM établis d’après les concentrations dans des organes individuels, comme le foie, pourraient être plus pertinents pour prévoir le potentiel d’effets toxiques directs sur un organe en particulier (par exemple, la toxicité pour le foie). Les FBC et, en particulier, les FBM fondés sur les concentrations dans les organismes entiers pourraient constituer une mesure utile de la possibilité globale de transfert le long de la chaîne alimentaire. Conder et al. (2008) ont émis l’hypothèse que les valeurs de FBM traduisent adéquatement le potentiel de bioaccumulation dans le biote des niveaux trophiques supérieurs, l’extrapolation de données sur les FBC et les FBA concernant les poissons et les invertébrés étant difficile en raison des différences d’ordre biologique entre les niveaux trophiques supérieurs et inférieurs.

La bioaccumulation d’APFC en C9 à C12 dans des échantillons de sédiments enrichis en laboratoire ou provenant de sites contaminés a été évaluée à l’aide de l’oligochète d’eau douce Lumbriculus variegatus, organisme limivore pouvant être un point d’entrée des contaminants liés aux sédiments dans les réseaux trophiques (Higgins et al., 2007). Des essais à renouvellement périodique ont été menés sur 56 jours. Il est à noter que les concentrations sédimentaires, dans les systèmes enrichis en laboratoire, ont connu une légère baisse au fil du temps, tandis que les concentrations sédimentaires de presque tous les APFC à longue chaîne sont demeurées pour ainsi dire constantes dans les sédiments de sites contaminés. Les facteurs d’accumulation dans les sédiments ont pris les valeurs suivantes (en poids humide) : 0,64 à 1,60 (C9), 0,59 à 1,02 (C10), 0,42 à 0,62 (C11) et 0,42 à 0,55 (C12). Les auteurs ont émis l’hypothèse que les APFC à longue chaîne n’auraient peut-être pas atteint l’équilibre.

Martin et al., (2003a et 2003b) ont basé leurs études sur des truites arc-en-ciel juvéniles (Oncorhynchus mykiss), l’exposition par voie alimentaire et l’exposition en milieu aqueux en écoulement continu dans le cas APFC en C9 à C14. Les FBC dans la truite arc-en-ciel augmentent avec la longueur de la chaîne perfluoroalkylée : ils prennent des valeurs entre 450 L/kg (APFC en C10) à 23 000 L/kg (APFC en C14) pour le corps entier (Martin et al., 2003b). Aucune donnée expérimentale n’existe sur l’APFC en C9 puisque cette substance a été utilisée comme étalon interne dans le cadre de ces études. Dans l’étude sur l’exposition de truites arc-en-ciel juvéniles par voie alimentaire, Martin et al., (2003a et 2003b) expriment également leurs résultats en termes de « FBA alimentaire ». Cependant, après examen de l’équation sur l’accumulation et étant donné que l’exposition se faisait par voie alimentaire plutôt que par l’eau, on peut conclure que les mesures étaient en réalité des FBM. Les FBM mesurés en laboratoire pour la truite arc-en-ciel ont révélé une tendance à la hausse évidente tendant vers 1 pour les APFC en C14. Les auteurs ont avancé que, si l’on n’observait pas de bioamplification (c’est-à-dire que les FBM n’étaient pas supérieurs à 1), c’était probablement en raison de la petite taille des poissons étudiés : l’expulsion des produits chimiques dans l’eau serait ainsi plus rapide, relativement à la taille de l’organisme, que dans le cas des espèces (ou des classes d’espèces) de taille plus grande, ce qui réduirait les FBM.

Martin et al. (2004b) ont également mené une étude de terrain sur la bioamplification des APFC en C9 à C14 au sein du réseau trophique pélagique du lac Ontario, et ils ont déterminé les FBM chez les touladis (Salvelinus namaycush) se nourrissant de diverses proies (gaspareau – Alosa pseudoharengus; éperlan – Osmerus mordax; chabot visqueux – Cottus cognatus), ainsi que les FAT globaux pour le réseau trophique pélagique. Les FBM touladi/gaspareau dépassaient 1 pour tous les APFC à longue chaîne mesurés dans le cadre de l’étude (C9 à C14); les FBM touladi/éperlan se situaient entre 0,6 (C9) et 2,2 (C14); enfin, les FBM touladi/chabot allaient de 0,1 (C9) à 0,4 (C13). Les auteurs indiquent que 90 % des proies des touladis sont des gaspareaux, ce qui laisse supposer que les résultats concernant le rapport touladi/gaspareau donnent les meilleures estimations des FBM. Comme les autres espèces-proies représentaient une proportion beaucoup plus faible de l’alimentation du touladi (7 % d’éperlans et 2 % de chabots), les FBM chez le touladi et ces proies sont probablement moins fiables. Les auteurs ont notamment souligné que la faible proportion de chabots dans le régime alimentaire du touladi et le fait que le chabot appartienne au réseau trophique benthique plutôt qu’au réseau pélagique pourraient expliquer les FBM peu élevés enregistrés pour la combinaison touladi/chabot. Pour tenir compte des différences dans la composition du régime alimentaire, les auteurs ont calculé les FBM touladi/proie en pondérant la concentration dans chaque espèce-proie selon la proportion de chacune d’entre elles dans le régime alimentaire. Les FBM obtenus étaient supérieurs à 1 pour tous les APFC en C9 à C14, ce qui indique une bioamplification chez le touladi consommant des proies dans le lac Ontario.

Les FAT mesurés dans le réseau trophique pélagique du lac Ontario par Martin et al. (2004b) semblent indiquer une amplification trophique de certains APFC à longue chaîne dans l’ensemble de ce réseau. Les concentrations d’APFC en C10, en C11 et en C13 augmentaient de manière significative au sein du réseau trophique pélagique, phénomène traduit pas des FAT supérieurs à 1 pour les APFC en C10, C11 et C13. L’amplification trophique la plus importante a été enregistrée pour les APFC en C11 (4,7); elle décroissait par rapport à cette valeur pour les APFC à chaîne plus courte comme plus longue. Les FAT de 1 établis pour les APFC en C9, en C12 et en C14 indiquent soit l’absence de bioamplification, soit la trop grande variabilité des résultats pour permettre de déceler une tendance statistiquement significative quant aux concentrations en fonction de la position trophique au sein de ce réseau.

Par ailleurs, Gulkowska et al. (2005) ont analysé des échantillons sanguins d’oiseaux et de poissons ainsi que des échantillons d’eau provenant du golfe de Gdansk, afin d’y détecter l’éventuelle présence d'APFC en C9. Soixante-cinq échantillons sanguins ont été prélevés au cours de l’hiver 2002-2003 chez des sujets appartenant à cinq espèces de sauvagine : le Petit Pingouin (Alca torda), le Plongeon catmarin (Gavia stellata), la Macreuse noire (Melanitta nigra), l’Harelde kakawi (Clangula hyemalis) et l’Eider à duvet (Somateria mollissima), et 18 échantillons sanguins ont été prélevés chez la morue (Gadus morhua). La concentration moyenne d’APFC en C9 dans les échantillons sanguins provenant d’oiseaux allait de 0,3 ng/mL, chez le Petit Pingouin, à 1,1 ng/mL, chez le Plongeon catmarin. Cette concentration dans les échantillons de sang de morue était de 1,2 ng/mL. Les auteurs ont indiqué un « FBC » sang:eau d’environ 3 000 pour les APFC en C9 chez la morue; cependant, comme il s’agit d’une mesure de terrain, et que les sujets étaient donc exposés par l’eau et par leur alimentation, les FBC cités sont analogues à des FBA. Les FBM oiseau/morue se situaient entre 0,25 et 0,92, mais les auteurs ont souligné que toutes les espèces d’oiseaux échantillonnées étaient migratoires, et qu’on ne sait pas exactement quelle part de leur régime alimentaire la morue représente. Il n’est pas non plus certain que les FBM sanguins sont comparables aux FBM dans le corps entier.

HaukÅs et al. (2007) ont déterminé les FBM des APFC en C9 dans un réseau trophique du front des glaces de la mer de Barents (est de Svalbard), lequel est composé d'amphipodes vivant sous la glace (Gammarus wilkitzkii), de morues polaires (Boreogadus saida), de Guillemots à miroir (Cepphus grylle) et de Goélands bourgmestres (Larus hyperboreus). Les FBM n'ont pas été calculés pour les amphipodes, car les APFC en C9 n'y étaient pas quantifiables. Le FBM a toutefois été calculé pour le rapport Guillemot à miroir/morue polaire; il s'élèvait à 8,76. Le FBM du rapport Goéland bourgmestre/morue polaire s'élevait quant à lui à 11,6. Enfin, celui du rapport Goéland bourgmestre/Guillemot à miroir s'élevait à 9,34.

Tomy et al. (2009c) ont calculé les FAT des APFC en C9 à C11 au sein d’un réseau trophique marin dans l'ouest de l'Arctique canadien (île Hendrickson et île Holman). Le réseau comprend les espèces suivantes : le béluga de la mer de Beaufort (Delphinapterus leucas), le phoque annelé (Phoca hispida), la morue polaire (Boreogadus saida), le hareng du Pacifique (Clupea pallasi), le cisco arctique (Coregonus autumnalis), un amphipode pélagique (Themisto libellula) et un copépode arctique (Calanus hyperboreus). Les FAT variaient entre 0,1 (C10, morue polaire/Themisto libellula) et 353 (C11, béluga/hareng du Pacifique).

Quant à Houde et al. (2006a), ils ont effectué des études de terrain sur le réseau trophique auquel appartiennent les dauphins à gros nez à Charleston (Caroline du Sud) et dans la baie de Sarasota (Floride). Les APFC en C9 à C12 ont été mesurés dans l’eau de mer, les sédiments marins, le zooplancton (baie de Sarasota seulement; espèces non précisées) et diverses espèces de poissons : tambour brésilien (Micropogonias undulates), orphie (Lagodon rhomboids), tambour ocellé (Sciaenops ocellatus), tambour croca (Leiostomus xanthurus), acoupa pintade (Cynoscion nebulosus), mulet cabot (Mugil cephalus) et dauphin à groz nez (Tursiops truncatus). Il est à noter que, dans cette étude, les échantillons n’ont pas tous été prélevés la même année et que les espèces de proies et de prédateurs peuvent avoir été échantillonnées pendant des saisons ou des années différentes, ce qui peut avoir une incidence sur les FBM et FAT indiqués. Les poissons ont été capturés entre 2002 et 2004, tandis que les échantillons de zooplancton ont été recueillis en 2004. Le plasma, la peau et les dents de dauphin ont été prélevés aux deux endroits à l’été 2004. En 2002 et 2003, on a également utilisé le corps de dauphins morts depuis peu. Les échantillons provenant de dauphins comprenaient du plasma recueilli dans le cadre d’une étude de capture avec remise à l’eau ainsi que de nombreux échantillons du corps entier de dauphins morts ou échoués depuis peu, ce qui a facilité l’étude de l’amplification trophique tant dans le plasma que dans le corps entier des dauphins. Des FBM ont été exprimés en termes de concentrations dans le corps entier seulement. À Charleston, les FBM dans les poissons marins (truite de mer/orphie) se situaient entre 0,1 (C12) et 3,7 (C10); aucune tendance évidente n’a été dégagée en fonction de la longueur de la chaîne des APFC. Les FBM dans les dauphins ont été indiqués pour les échantillons de corps entier et une vaste gamme d’espèces-proies de poissons. Les FBM des APFC en C9, en C10 et en C11 étaient supérieurs à 1 pour toutes les combinaisons dauphin/proie. En ce qui concerne les APFC en C12, les FBM dauphin/proie allaient de 0,1 à 1,8. Pour les sujets de la baie de Sarasota, les FBM ont été signalés seulement pour les APFC en C12, et ils se situaient entre 0,2 et 156 pour la combinaison poisson/proie (diverses espèces); dans le cas dauphin/mulet cabot, le FBM des APFC en C12 était de 0,1. Les FAT dans le réseau trophique du dauphin ont été seulement indiqués pour le site de Charleston. Les FAT des APFC en C9 à C11 étaient tous supérieurs à 1, tant d’après les échantillons de corps entier que d’après ceux de plasma, alors que les FAT des APFC en C12 ne dépassaient pas 1 pour les deux sortes d'échantillon. Comme les FBM dans le dauphin dépassaient l’unité pour les APFC en C9 à C11, il semblerait que ces APFC sont bioamplifiés des poissons aux dauphins dans ce réseau trophique. En ce qui concerne les APFC en C12, vu la diversité des FBM, il est difficile de tirer des conclusions au sujet de la bioamplification sans connaître les préférences des dauphins à gros nez en matière d’alimentation. Les résultats liés à la bioamplification de poisson à poisson sont équivoques; cependant, on peut s’attendre à ce que la bioamplification soit moins importante chez les poissons que chez les dauphins puisque les APFC seraient éliminés plus rapidement dans l’eau que dans l’air. Les FAT intègrent les données concernant l’ensemble du réseau trophique. Même si on prévoit une bioamplification moindre chez les poissons, les FAT étaient supérieurs à 1 pour les APFC en C9 à C11 dans le réseau trophique du dauphin, ce qui indique qu’une amplification trophique se produit.

van den Heuvel-Greve et al.(2009) ont déterminé les FBM des APFC en C11 dans le réseau trophique du phoque commun (Phoca vitulina) situé à Westerschelde, un estuaire du sud-est des Pays-Bas. Les FBM se situaient entre 1,9 (hareng/zooplancton) à 53 (phoque commun/hareng) avec un FAT de 1,3.

Katz et al. (2009) ont montré que les APFC en C9 à C12 se bioaccumulaient dans la chaîne alimentaire terrestre regroupant la végétation (plantes et lichens), le caribou des toundras (Rangifer tarandus groenlandicus) et le loup (Canis lupus), dans le nord du Yukon, au Canada. Le lichen reflète l'apport atmosphérique direct des APFC à longue chaîne comme il n'a pas de racines et reçoit ses éléments nutritifs de l'atmosphère. Le lichen constitue une grande partie du régime alimentaire du caribou. Le caribou est la principale proie du loup qui se trouve à l'extrémité de la chaîne alimentaire de l'écosystème. Les APFC en C9 prédominaient dans le foie du loup (6,8 ng/g en poids humide), suivis par les APFC en C10 (3,1 ng/g en poids humide) et les APFC en C11 (3,4 ng/g en poids humide). Des APFC en C12 et C13 ont également été mesurés à des concentrations moyennes inférieures à 0,6 ng/g en poids humide. Les FBA et les FBM n'ont pas été calculés. Cependant, les résultats des analyses des isotopes stables du carbone et de l’azote dans la végétation et dans les muscles du caribou et du loup ont indiqué que le caribou se nourrissait principalement de lichen et le loup, principalement de caribou.

Powley et al. (2008) ont déterminé les FBA des APFC en C10 à C12 dans un réseau trophique de l'ouest de l'Arctique canadien (île Banks à la limite est de la mer de Beaufort, dans les Territoires du Nord-Ouest) comprenant trois différentes espèces de zooplancton (Calanis hyperboreus, Themisto libellula et Chaetognatha), la morue polaire (Boreogadus saida), le phoque annelé (Phoca hispida) et le phoque barbu (Erignathus barbatus). La plus forte concentration d'APFC en C11 s'élevait à 10,8 ng/g. Les FBA se situaient entre 0,3 et 3,1.

De nombreuses études (Martin et al., 2004a; Kannan et al., 2005; Smithwick et al., 2005a) ont également révélé la présence de concentrations d’APFC en C9 (108 à 230 ng/kg en poids humide), en C10 (35 à 76 ng/kg en poids humide), en C11 (56 à 78 ng/kg en poids humide), en C12 (4,7 à 8,2 ng/kg en poids humide), en C13 (7,5 à 14 ng/kg en poids humide) et en C14 (< 0,5 à 1,1 ng/kg en poids humide) dans le foie d’ours blancs des régions arctiques et subarctiques du Canada. Butt et al. (2008) ont calculé les FBM hépatiques des APFC en C9 à C15 du rapport phoque annelé/ours blanc à l'échelle régionale, et ce, en regroupant 11 populations de phoques annelés aux populations d'ours blancs correspondantes situées au même endroit. Les moyennes géométriques des FBM allaient de 2,2 (APFC en C13) à 56 (APFC en C9).

Aucune étude n’a été menée sur la bioaccumulation des APFC dont la chaîne compte plus de 14 atomes de carbone. Cependant, il se peut que les APFC à longue chaîne en C15 et plus se bioaccumulent ou se bioamplifient chez les espèces marines ou terrestres. L’hypothèse selon laquelle la conformation de la liaison carbone-carbone changerait avec l’allongement de la chaîne a été avancée : les chaînes plus longues deviendraient hélicoïdales (Wang et Ober 1999), ce qui donnerait des molécules à section transversale plus petite, capables de s’accumuler dans les organismes. Des APFC en C14 et en C15 ont été détectés chez des poissons, des invertébrés, des dauphins et des ours blancs (Martin et al., 2004b; Smithwick et al., 2005a, 2005b et 2006; Houde et al., 2005). À partir des résultats de recherche sur la bioaccumulation des acides perfluorés, Conder et al. (2008) ont fait ressortir les cinq grands principes suivants : 1) la bioconcentration et la bioaccumulation des acides perfluorés sont directement liées à la longueur de la chaîne carbonée de chaque composé fluoré; 2) les acides perfluorosulfoniques sont plus bioaccumulables que leurs APFC homologues en termes de longueur de la chaîne fluorocarbonée; 3) les APFC comptant sept carbones fluorés ou moins (le perfluorooctanoate [PFO] et les APFC à chaîne plus courte) ne sont pas considérés comme bioaccumulable d’après les critères réglementaires fixés à l’échelle internationale, lesquels vont de 1 000 à 5 000 L/kg; 4) les APFC comptant sept atomes de carbone ou moins ont un faible potentiel de bioamplification dans les réseaux trophiques; 5) d’autres travaux de recherche s’imposent afin de caractériser complètement le potentiel de bioaccumulation des APFC à plus longue chaîne fluorocarbonée (> 7 carbones fluorés), car ceux-ci pourraient avoir un comportement de partage semblable ou plus accentué que celui du perfluorooctanesulfonate (PFOS).

Tableau 3. Sommaire des données sur la bioaccumulation des APFC à longue chaîne (C9 à C20)