Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
Loewen et al. (2008) ont étudié les concentrations de FTOH dans l’air et dans l’eau de lac dans un transect altitudinal de 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 du même parc. De plus, des échantillonneurs d’air passifs ont été installés en différents points d’un transect altitudinal (800 à 2 740 m au-dessus du niveau de la mer) de Golden, en Colombie-Britannique, au parc national Banff. Les auteurs ont noté que la quantité de FTOH 8:2 et 10:2 (< 2,0 ng/échantillonneur) augmentait avec l’altitude et que les concentrations d’APFC en C10 dans l’eau de lac étaient inférieures à 0,2 ng/L.
Stock et al. (2007) ont recueilli des échantillons de la phase particulaire/gazeuse sur l'île Cornwallis, au Nunavut, où les valeurs moyennes des concentrations totales de FTOH étaient comprises entre 2,8 (FTOH 10:2) et 14 pg/m3 (FTOH 8:2). Les concentrations moyennes d'ACFTI 8:2 et 10:2 se situaient entre 0,06 et 0,07 pg/m3. Quant aux concentrations moyennes d'APCF en C9 et C10, elles s'élevaient à 0,4 pg/m3, alors que celles des APCF en C11, C13 et C14 se situaient entre 0,02 et 0,06 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 (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 FTOH 8:2 (5,8 à 26 pg/m3), suivi par le FTOH 10:2 (1,9 à 17 pg/m3), puis le FTOH 6:2 (sous le seuil de détection à 6,0 pg/m3). À des 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 FTOH 8:2 était de 41 pg/m3. Des études menées à Toronto ont révélé des concentrations de FTOH 4:2, 6:2, 8:2 et 10:2 allant de valeurs non détectables (ND) à 650 pg/m3 sur une période de 2 ans, les FTOH 8:2 étant prédominants pendant la première moitié de cette période, et les FTOH 10:2, la seconde (Stock et al., 2005). 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. Des APFC en C9, C10, C11, C12 et C13 ont été détectés dans la fraction particulaire (< 1 pg/m3). Les FTOH 6:2 et 8:2 étaient les formes dominantes dans la fraction de la phase gazeuse. Les concentrations de FTOH 8:2 variaient entre 1,8 et 130 pg/m3. La somme de tous les FTOH (4:2, 6:2, 8:2, 10:2 et 12:2) allait de 0,3 à 47 pg/m3.
Comme on l’a mentionné précédemment, les FTOH peuvent se décomposer pour donner des APFC à longue chaîne (C9 à C20); par conséquent, les concentrations de FTOH dans l’atmosphère peuvent être une source d’accroissement des concentrations d’APFC à longue chaîne dans l’environnement, y compris dans l'Arctique canadien. La dégradation des FTOH dans l’atmosphère devrait produire des quantités relativement égales d’APFC dont la chaîne compte un nombre pair de carbones et d’APFC dont la chaîne compte un nombre impair de carbones (Ellis et al., 2004b), tandis que la biodégradation aérobie des FTOH tend à générer surtout des APFC dont la chaîne compte un nombre impair de carbones (Dinglasan et al.,2004).
De 1998 à 1999, Scott et al. (2006b) ont mesuré les concentrations d’APFC dans les précipitations touchant des régions isolées du Canada : île Saturna (Colombie-Britannique), Algoma (Ontario) et Kejimkujik (Nouvelle-Écosse). Ils ont enregistré des concentrations d’APFC en C9 de moins de 0,1 à 7,6 ng/L, la plus forte ayant été mesurée à Algoma, soit 7,6 ng/L. En milieu urbain (Egbert et Toronto Nord, en Ontario), les concentrations d’APFC en C9 se situaient entre 0,4 et 9,7 ng/L. Par ailleurs, des APFC en C9 à C12 n’ont été détectées que dans les zones urbaines, et ce, en concentrations de moins de 0,07 à 5,2 ng/L. Les auteurs ont également détecté des ACFT ainsi que des ACFTI 8:2 et 10:2 à deux sites urbains au Canada (Egbert et Toronto Nord), et ce, en concentrations de moins de 0,07 à 8,6 ng/L. Loewen et al. (2005) ont aussi détecté des ACFT et des ACFTI en C10 et en C12 dans des échantillons d’eau de pluie recueillis à Winnipeg (Manitoba).
Simcik et Dorweiler (2005) ont mesuré les concentrations d’APFC à longue chaîne (C9 à C20) dans des régions isolées (Tettegouche et Nipisiquit) le long de la rive nord du lac Supérieur et dans le parc national Voyageurs, à la frontière canado-américaine (lacs Loiten et Little Trout). Ces quatre lacs isolés ne sont accessibles qu’à pied (aucune route carrossable) et aucune arrivée d’eau (débit entrant) en surface. Seul de l’APFC en C9 a été détecté en concentration supérieure à 1,0 ng/L (à Nipisiquit). Scott et al. (2003 et 2006a) ont détecté des APFC en C9 dans les Grands Lacs (lacs Ontario, Érié, Supérieur et Huron) à des concentrations allant de moins de 0,5 à 0,11 ng/L. En outre, Simcik et Dorweiler (2005) ont étudié trois lacs urbains interreliés à Minneapolis, au Minnesota (lac des Isles, lac Calhoun et lac Harriet), ainsi que la rivière Minnesota, un affluent important du fleuve Mississippi. De l’APFC en C9 a été décelé dans le lac Calhoun (< 1,0 ng/L) et dans la rivière Minnesota (< 10 ng/L). Le lac Calhoun renfermait également de l’APFC en C10 (< 1,0 ng/L).
En 2003, Stock et al. (2007) ont mesuré les concentrations d'AFPC en C9, C10, C11 et C12 dans des échantillons d'eau de trois lacs éloignés de l'Arctique (les lacs Resolute, Char et Amituk) sur l'île Cornwallis, au Nunavut. Les concentrations moyennes d'APFC en C9 et C10 se situaient respectivement entre 0,3 et 4,1 ng/L et entre 1,1 et 19 ng/L. Les concentrations moyennes d'APFC en C11 se situaient quant à elles entre 0,3 et 4,9 ng/L, et celles d'APFC en C12 étaient comprises entre 0,2 et 0,8 ng/L. Enfin, les concentrations en ACFTI 8:2 et 10:2 ont été mesurées dans les trois lacs; elles se situaient entre 1,1 et 6,4 ng/L.
Ahrens et al. (2009) ont analysé des échantillons d’eau de surface prélevés en 2007 dans l’océan Atlantique le long du gradient longitudinal entre Las Palmas (Espagne) et St. John’s (Canada) et le long du gradient latitudinal entre la baie de Biscay et l’océan Atlantique Sud. Aucun APFC à longue chaîne (C9 à C20) n’a été détecté dans la phase particulaire ni dans les deux échantillons d’eaux des grands fonds prélevés à 200 m et à 3 800 m. On a mesuré des concentrations d’APFC en C9 de moins de 0,0051 à 0,107 ng/L; aucune concentration d'AFPC en C12 n'a en général été relevée au-delà de 0,0014 ng/L. Del Vento et al. (2009) ont mesuré jusqu'à 0,13 ng/L d'APFC en C9 dans l'eau de mer de la partie est de la mer de Beaufort, près de l'île Banks. Ils ont également mesuré des concentrations d'APFC en C9 à C11 se situant entre 0,035et 1,3 ng/L dans la neige du golfe Amundsen. En outre, on a détecté des concentrations d’APFC en C9 de l’ordre des ng/L dans de l’eau de mer en Asie; les valeurs étaient trois fois plus élevées dans les régions côtières qu’au large, et leur variabilité était plus grande (So et al., 2004; Yamashita et al., 2004 et 2005).
Stock et al. (2007) ont mesuré des concentrations d'APFC en C9, C10, C11 et C12 dans des échantillons de carotte de sédiments provenant de trois lacs isolés en Arctique (les lacs Resolute, Char et Amituk) sur l'île Cornwallis, au Nunavut, en 2003. Les concentrations d'AFPC diminuaient avec la profondeur et l'âge des sédiments. On a relevé des APFC en C9 à C12 dans le lac Amituk. Des concentrations d'APFC en C9 à C11 se situant entre 0,6 et 3,3 ng/g ont été relevées dans le lac Char. Dans le lac Resolute, on a mesuré des concentrations d'APFC en C9 allant jusqu'à 3,2 ng/g alors que les concentrations d'APFC en C10, C11 et C12 se trouvaient à la limite de détection de 0,5 ng/g. Des ACFTI 10:2 ont été mesurés dans les lacs Char et Amituk à des concentrations se situant entre 0,5 et 2 ng/g.
On a signalé des concentrations d’APFC à longue chaîne (C9 à C20) chez plusieurs animaux d’eau douce et animaux marins en Amérique du Nord et au Groenland, entre autres l’ours blanc (De Silva et Mabury, 2004; Kannan et al., 2005; Smithwick et al., 2005a, 2005b et 2006; Dietz et al., 2008), le phoque annelé (Bossi et al., 2005; Butt et al., 2008), le dauphin à gros nez (Houde et al., 2005), les animaux d’un réseau trophique du lac Ontario (Martin et al., 2004b), le touladi (Furdui et al., 2007et 2008), le Fulmar boréal et le Guillemot de Brünnich (Butt et al., 2007a).
Martin et al. (2004b) ont mesuré les concentrations d’acides en C9 à C15 dans des échantillons d’homogénat entier de divers poissons du lac Ontario; celles-ci allaient de moins de 0,5 ng/g en poids humide (limite de détection : 0,5 ng/g) à 39 µg/kg en poids humide (chabot; C11). Après le déversement accidentel d’une mousse extinctrice aqueuse dans le ruisseau Etobicoke, en Ontario, Moody et al. (2002) ont constaté la présence d’APFC en C10, C11 et C13 dans le foie de ménés à nageoires rouges (Notropis cornutus). Il est à noter que les concentrations dans le biote n’étaient probablement pas toutes attribuables au déversement. Les concentrations allaient de 8,8 à 390 ng/g en poids humide, la valeur la plus élevée étant associée à l’APFC en C10.
Martin et al. (2004a) ont établi la présence d’APFC en C9 à C15 dans le foie d’une gamme d’espèces comprenant phoques, renards, poissons, ours blanc et oiseaux, recueillies entre 1993 et 2002 dans l’Arctique canadien. Chez toutes les espèces, les concentrations dans le foie se situaient entre des quantités non détectables et 180 ng/g en poids humide de foie (limite de détection = 0,5 ng/g). Les valeurs les plus élevées ont été enregistrées chez les ours blancs (Ursus maritimus; concentration maximale de 180 ng/g en poids humide; C9), et elles décroissaient à mesure que la longueur de la chaîne augmentait. Stern (2009) a mesuré les concentrations d'APFC en C9 à C11 dans le foie de la lotte du fleuve Mackenzie à Fort Good Hope, dans les Territoires du Nord-Ouest. Trente-sept lottes ont été analysées; on a relevé des concentrations moyennes en poids humide se situant entre 0,89 et 7,97 ng/g pour les APFC en C9, des concentrations entre 1,2 et 36,85 ng/g pour les APFC en C10 et entre 7,0 et 2,25 ng/g pour les APFC en C11. Butt et al. (2007a) ont noté que les APFC en C11 à C15 prédominaient chez les oiseaux de l’Arctique, même si le principal APFC était souvent, chez la plupart des espèces sauvages (par exemple, le phoque annelé), un APFC en C8 à C11. Powley et al. (2008) ont détecté des APFC en C9 à C12 dans divers organismes de l’île Banks (à la limite est de la mer de Beaufort, dans les Territoires du Nord-Ouest). Les concentrations dans le zooplancton (Calanis hyperboreus, Themisto libellula et Chaetognatha) allaient de quantités non détectables à 1,1 ng/g en poids humide. Chez la morue polaire (Boreogadus saida), les concentrations se situaient entre des quantités non détectables et 0,6 ng/g en poids humide. Chez le phoque annelé (Phoca hispida), les concentrations dans la graisse variaient de quantités non détectables à 0,2 ng/g en poids humide; dans le sang, elles étaient de 1,0 à 2,5 ng/g et, dans le foie, de 1,0 à 6,9 ng/g en poids humide. Aucune concentration n’a été détectée dans la graisse, le sang ou le foie de phoques barbus (Erignathus barbatus). Il convient de noter que l’effectif de l’échantillon était petit (1 à 5). En 2007, Tomy et al. (2009b) ont mesuré des concentrations d'APFC en C8 à C12 dans le foie de divers animaux occupant les niveaux trophiques supérieurs d'un réseau trophique marin de l'Est de l'Arctique, dans la baie Cumberland, au Nunavut. Les concentrations hépatiques en poids humide se situaient entre 38,07 et 47,6 ng/g chez le béluga, entre 11,71 et 50,78 ng/g chez le narval, entre 2,93 et 12,78 ng/g chez le phoque du Groenland, entre 2,18 et 23,4 ng/g chez le phoque annelé et entre 17,76 et 110,79 ng/g chez le requin du Groenland. En général, les concentrations d'APFC en C11 prédominaient, sauf chez le requin du Groenland où les concentrations d'APFC en C12 prédominaient.
Houde et al. (2006c) ont évalué les concentrations d’APFC en C9 à C12 et en C14 dans le plasma, le lait et l’urine de dauphins à gros nez vivant dans la baie de Sarasota (Floride, États-Unis) et aux alentours. Depuis 35 ans, la population de dauphins résidant à l’année dans la baie (approximativement 160 animaux) fait l’objet d’une surveillance à long terme. Houde et al. (2006c) ont étudié le lien entre les concentrations d’APFC et des paramètres biologiques connus (âge, sexe, antécédents de reproduction et paramètres morphométriques). Le principal APFC détecté était l’acide en C11. Les concentrations plasmatiques d’APFC en C9 se situaient entre 11,7 et 24,5 ng/g en poids humide; dans le lait, la concentration s’établissait à 2,2 ng/g en poids humide et, dans l’urine, elle était inférieure à la limite de détection. Les concentrations plasmatiques d'APFC en C10 se situaient entre 15,8 et 35,7 ng/g en poids humide; dans le lait, la concentration se chiffrait à 2,4 ng/g et, dans l’urine, elle était inférieure à la limite de détection. Les concentrations plasmatiques d’APFC en C11 se situaient entre 31,4 et 64,7 ng/g en poids humide; dans le lait, la concentration se chiffrait à 3 ng/g en poids humide et, dans l’urine, elle s’établissait à 0,06 ng/g. Les concentrations plasmatiques d'APFC en C12 se situaient entre 2,7 et 8,2 ng/g en poids humide; dans le lait, la concentration se chiffrait à 2,9 ng/g et, dans l’urine, elle était inférieure à la limite de détection. Les concentrations plasmatiques d'APFC en C14 se situaient entre 1,1 et 3,4 ng/g en poids humide; le lait et l’urine n’ont fait l’objet d’aucune analyse. On n’a décelé aucune différence significative entre les dauphins vivant à l’extrémité nord de la baie de Sarasota Bay et les individus fréquentant sa partie sud. La baie de Sarasota est un milieu semi-fermé bordé d’une zone urbaine fortement résidentielle, ce qui pourrait expliquer les concentrations relativement élevées mesurées chez les dauphins résidents. L’analyse des tendances temporelles a montré que les concentrations plasmatiques de composés perfluorés n’étaient pas significativement plus élevées chez les dauphins capturés à l’été 2003 et à l’hiver 2004 par rapport à celles enregistrées pour les autres saisons d’échantillonnage. Les résultats ont révélé des corrélations négatives marquées entre les concentrations d’APFC en C9 à C12 et l’âge des dauphins. Aucune relation significative n’a été établie en fonction du sexe. On a constaté que les concentrations diminuaient avec l’âge chez les mâles comme chez les femelles.
Dans le monde entier, un certain nombre d’études signalent la présence d’APFC à longue chaîne (C9 à C20) dans le biote, notamment les marsouins (van der Vijver et al., 2004 et 2007), les phoques communs (van der Vijver et al., 2005) et les Goélands bourgmestres (Verreault et al., 2005). van de Vijver et al. (2007) ont recueilli des échantillons de foie chez le marsouin commun (Phocena phocena relicta) le long de la côte ukrainienne de la mer Noire. Les concentrations se situaient entre 1,4 et 19 ng/g en poids humide, les APFC en C10 ayant la plus forte concentration. van de Vijver et al. (2003) ont également démontré la présence d'APFC en C9 à C11 dans le foie de plusieurs mammifères de la côte de la mer du Nord, notamment dans le foie d’un grand cachalot, d’un dauphin à flancs blancs et de dauphins à nez blanc. Les concentrations se situaient entre des quantités non détectables à 480 ng/g en poids humide pour les quatre espèces (limite de détection : 30 à 90 ng/g). Les concentrations étaient plus élevées chez le dauphin à nez blanc (Lagenorhynchus albirostris). Leonel et al. (2008) ont mesuré les concentrations d'APFC en C9 à C12 chez le dauphin de la Plata (Pontoporia blainvillei) dans le sud du Brésil. Les concentrations dans le foie se situaient entre moins de 0,1 à 0,46 ng/g en poids humide, les APFC en C11 ayant la plus forte concentration. Leonel et al. (2008) ont aussi mesuré les concentrations d'APFC en C9 à C12 chez l'otarie à fourrure des îles Kerguelen (Arctocephalus tropicalis) également dans le sud du Brésil. Les concentrations dans le foie se situaient entre moins de 0,1 à 0,74 ng/g en poids humide, les APFC en C11 ayant également la plus forte concentration. Les concentrations d'APFC en C9 à C12 ont en outre été mesurées dans le foie de la sotalie de Chine (Sousa chinensis) et du marsouin de l'Inde (Neophocaena phocaenoides) à Hong Kong (Yeung et al., 2009c). Les concentrations relevées chez la sotalie de Chine se situaient entre 0,243 et 120 ng/g en poids humide; celles chez le marsouin de l'Inde, entre 0,522 et 34,3 ng/g en poids humide.
Tseng et al. (2006) ont trouvé des APFC en C10 dans les huîtres (Crassostrea gigas), le tilapia (Oreochromis sp.) et le bar du Japon (Lateolabrax japonicus) à Taiwan. Les concentrations de cet acide relevées dans les huîtres se situaient entre 140 et 320 ng/g en poids humide. Les concentrations hépatiques et musculaires étaient respectivement de 390 et de 250 ng/g en poids humide chez le tilapia. Quant à celles relevées dans le bar du Japon, elles étaient de 480 ng/g en poids humide.
Des concentrations d'APFC en C9 à C12 comprises entre 5,7 et 675 ng/g en poids humide ont été mesurées dans les jaunes d'œufs de trois espèces d'oiseau – l'Aigrette garzette (Egretta garzetta), le Pluvier petit-gravelot (Charadrius dubius) et le Paradoxornis de Webb (Paradoxornis webbianus) – qui ont été recueillis autour du lac Shihwa, en Corée (Yoo et al., 2008). La plus forte concentration a été relevée chez le Pluvier petit-gravelot, soit une concentration d'APFC en C11 de 675 ng/g en poids humide. On n'a pas décelé d'APFC en C9 dans le foie des Fulmars boréaux (Fulmarus glacialis) le long de la côte de Svalbard et de BjØrnØya dans la mer de Barents (Arctique norvégien) (Knudsen et al., 2007). Holmstrom et Berger (2008) ont toutefois mesuré les concentrations d'APFC en C9 à C16 chez le Guillemot marmette (Uria aalge). Les concentrations d'APFC en C16 étaient inférieures à la limite de détection. Quant aux concentrations d'APFC en C9 à C15, elles se situaient néanmoins entre 0,17 et 32 ng/g en poids humide. Wang et al. (2008) ont mesuré les concentrations d'APFC en C9 à C12 dans les œufs d'oiseaux aquatiques, dans le sud de la Chine. Les concentrations d'APFC en C9 à C12 en poids humide relevées dans les échantillons d'œufs de Bihoreau gris (Nycticorax nycticorax) se situaient entre 0,072 et 41,3 ng/g en poids humide, celles relevées chez les Grandes Aigrettes (Ardea alba) étaient comprises entre 0,225 et 5,79 ng/g en poids humide et celles relevées chez les Aigrettes garzettes (Egretta garzetta) variaient de 0,77 à 39,4 ng/g en poids humide.
Des concentrations d'APFC en C9 à C12 ont également été mesurées dans le foie de castors en Pologne, elles se situaient entre moins de 0,04 et 4,46 ng/g en poids humide, la plus forte concentration ayant été enregistrée pour l'APFC en C9 (Taniyasu et al., 2005). Des rats sauvages mâles (Rattus norvegicus) ont été capturés dans huit sites au Japon (dans une UTEU, un port, deux zones industrielles, un marché de fruits de mer, un marché, deux sites d'enfouissement et un port de fruits de mer) (Yeung et al., 2009b). Des échantillons de sang entier ont été analysés pour y déceler la présence d’APFC en C9 à C12, les concentrations moyennes mesurées se situant entre 0,792 et 7,3 ng/mL. Li et al. (2008) ont mesuré les concentrations d'APFC en C9 à C10 dans le sérum du tigre de Sibérie (Panthera tigris altaica) vivant dans le Nord-Est de la Chine, dans l'extrême Est de la Russie et en Corée du Nord. L'APFC en C9 pour lequel on a relevé des concentrations entre 0,13 et 0,89 ng/mL représentait l'un des composés perfluorés les plus prédominants dans le sérum des tigres de Sibérie. Les concentrations moyennes d'APFC en C10 se situaient entre 0,1 et 0,15 ng/mL. Des différences selon le sexe ont été relevées en ce qui concerne l'accumulation des APFC en C9 et C10; on a en effet enregistré des concentrations un peu plus élevées chez les femelles que chez les mâles.
Une étude temporelle sur 22 ans (1980 à 2002) a été menée sur les sédiments en suspension dans la décharge de la rivière Niagara où les concentrations d’APFC augmentaient en général au fil du temps (Lucaciu et al., 2004). Myers et al. (2009) ont examiné la distribution spatiale et les tendances temporelles des composés perfluorés dans les sédiments et les eaux de surface des Grands Lacs. Ils ont découvert que, selon la distribution spatiale des APFC (en C7 à C12), les activités urbaines et industrielles avaient une incidence sur les concentrations mesurées dans les sédiments et les eaux des Grands Lacs. Pour ce qui est des eaux de surface du lac Ontario, les échantillons prélevés dans les affluents contenaient des concentrations d'APFC en C7 à C12 plus élevées que les échantillons prélevés à proximité des rives et dans le lac ouvert; toutefois, en ce qui concerne les sédiments, les plus fortes concentrations ont été enregistrées dans les échantillons prélevés dans le lac ouvert. Myers et al. (2009) ont également remarqué que les concentrations d'APFC en C7 à C12 relevées dans les sédiments du lac Ontario sont en augmentation. Ils ont cependant constaté une hausse et une stabilisation des concentrations dans les sédiments du lac Supérieur, ce qui peut refléter le transport atmosphérique des APFC en C7 à C12.
Furdui et al. (2007) ont déterminé les tendances spatiales des APFC à longue chaîne chez les touladis (Salvelinus namaycush, groupe âgé de 4 ans) prélevés dans les Grands Lacs en 2001. On a relevé des concentrations d'APFC en C9 à C15 se situant entre 0,37 et 4,9 ng/g en poids humide. Les plus fortes concentrations ont été relevées dans le lac Érié, puis dans le lac Huron, le lac Ontario, le lac Michigan et le lac Supérieur. Aucune corrélation significative n'a été dégagée entre les concentrations et le poids des poissons. On a caractérisé les tendances temporelles concernant les APFC à longue chaîne chez les touladis échantillonnés entre 1979 et 2004 dans le lac Ontario (Furdui et al., 2008). Les concentrations en APFC étaient de manière générale peu élevées (quantités non détectables à 3 ng/g), les plus fortes concentrations ayant été enregistrées pour les APFC en C11, C12 et C13. La plupart des concentrations d’APFC enregistrées en 1988 ou en 1993, ou les deux, étaient en général plus fortes qu’en 1979, après quoi on constatait une stabilisation ou une baisse des concentrations. L’analyse par régression linéaire des APFC sur une base individuelle n’a pas donné de résultat assez significatif pour conclure à un déclin, au cours des dernières années, après les sommets de 1988 ou 1993.
Une étude des tendances temporelles des concentrations relevées dans le foie des Fulmars boréaux (Fulmarus glacialis) et des Guillemots de Brünnich (Uria lomvia) dans l’Arctique canadien a révélé des hausses substantielles des APFC au fil du temps pour les deux espèces (Butt et al., 2007a). Les concentrations moyennes géométriques d'SAPFC enregistrées chez les Guillemots de Brünnich et les Fulmars boréaux s'élevaient respectivement à 23,9 ng/g et à 12,4 ng/g. Les APFC en C13 étaient prédominants, suivis par les APFC en C11 et en C14. Les concentrations d'APFC enregistrées chez les Guillemots de Brünnich ont augmenté entre 1975 et 2004, le temps de doublement allant de 2,3 ans pour les APFC en C15 à 9,9 ans pour les APFC en C12. En ce qui concerne les Fulmars boréaux, le temps de doublement allait de 2,5 ans pour les APFC en C15 à 11,7 ans pour les APFC en C12. Dans le cas des Fulmars boréaux, la plupart des APFC ont toutefois atteint des concentrations maximales en 1993 ou des concentrations statistiquement similaires en 1987, 1993 et 2003. Ces résultats peuvent découler des différents régimes migratoires des espèces d'oiseaux (Butt et al., 2007a). Gebbink et al. (2009a) ont déterminé la distribution spatiale, les tendances et les sources des APFC en C9 à C15 dans 16 colonies d'espèces de goéland recueillies de l'est (Nouvelle-Écosse, Nouveau-Brunswick, Terre-Neuve) à l'ouest du Canada (Alberta, Colombie-Britannique), en passant par le centre (Québec, Ontario, Manitoba). Les quatre espèces sont : le Goéland à ailes grises (Larus glaucescens), le Goéland de Californie (Larus californicus), le Goéland à bec cerclé (Larus delawarensis) et le Goéland argenté (Larus argentatus). Les auteurs ont remarqué que les SAPFC étaient plus importants dans les œufs de Goéland argenté recueillis dans les colonies du sud de l'Ontario et dans l'ouest du Québec, qui étaient proches des sources urbaines. Les APFC en C11 et C13 étaient en général prédominants dans la plupart des colonies même si des différences ont été observées entre ces dernières. Dans l'ensemble, on juge que la distribution spatiale canadienne des APFC relevés dans les œufs de goéland est essentiellement influencée par l'emplacement et la proximité de sources locales et non par l'alimentation. Gebbink et al. (2009b) ont recueilli des œufs de goéland argenté (Larus argentatus) dans 15 colonies situées sur des sites canadiens et quelques sites américains des Grands Lacs laurentiens. On a relevé des APFC en C9 à C15 parmi lesquels les APFC en C11 et C13 prédominaient. Les APFC en C9 étaient le plus abondants dans les colonies du lac Supérieur et du lac Michigan et les APFC en C11 étaient le plus abondants dans les colonies du lac Érié et du lac Ontario. Les plus fortes concentrations d'SAPFC (113 ng/g en poids humide) ont été relevées dans les colonies lac Huron, puis dans les colonies du lac Érié et du lac Ontario. On n'a relevé aucun FTOH 8:2 et 10:2 dans les œufs de Goéland argenté.
Verreault et al. (2007) ont caractérisé les tendances temporelles relatives aux œufs entiers de Goélands argentés (Larus argentatus dans deux colonies géographiquement isolées (HornØya et RØst) dans le nord de la Norvège. Ces colonies faisaient partie de l'aire de répartition sud et nord des Goélands argentés se reproduisant au nord de la Norvège. L'APFC à longue chaîne dominant dans les œufs de Goéland argenté était l'APFC en C11 (4,2 ng/g en poids humide, HornØya), suivi par l'APFC en C13 (2,8 ng/g en poids humide, RØst). Les APFC en C9 à C13 relevés dans les deux colonies ont significativement augmenté entre 1983 et 1993 et ont continué d'augmenter (APFC en C9, C10 et C11) ou se sont stabilisés (APFC en C12 et C13) après 1993. Les tendances spatiales entre les deux colonies étaient semblables, sauf pour l'APFC en C9 qui était plus élevé dans la colonie de RØst. Les proportions d'APFC en C14 et C15 étaient plus importantes dans les œufs recueillis dans la colonie de RØst en 1993 que dans ceux recueillis dans la colonie de HornØya et durant les autres années d'échantillonnage. Verreault et al. (2007) laissent entendre que les sources locales ou éloignées directes et indirectes d'APFC à longue chaîne ont probablement changé dans le nord de la Norvège au cours des deux dernières décennies. Sinon, il y a pu se produire des changements liés aux préférences alimentaires des Goélands argentés adultes du nord de la Norvège; ces goélands ont une gamme de nourriture annuelle limitée et sont principalement piscivores même s'ils peuvent également se nourrir de crustacés, d'oisillons marins, d'œufs et d'autres sources d'alimentation terrestres (déchets produits par les humains). Löfstrand et al. (2008) ont déterminé les tendances spatiales relatives aux œufs de guillemot (Uria aalge) recueillis en Islande, en Suède, dans les îles Féroé et en Norvège (Sklinna et HjelmsØya). On n’a relevé des APFC en C9 qu’en Suède, leur concentration s'élevant à 48 ng/g en poids humide. On a aussi relevé des APFC en C10 en Islande et en Norvège uniquement, et leurs concentrations se situaient entre 38 et 42 ng/g en poids humide. Les APFC en C11 semblaient prédominer avec des concentrations se situant entre 9 et 140 ng/g en poids humide, suivis par les APFC en C12 avec des concentrations atteignant 81 ng/g en poids humide. Les concentrations d'SAPFC étaient les plus fortes en Suède (150 ng/g en poids humide), puis en Islande (96 ng/g en poids humide) et dans les îles Féroé (76 ng/g en poids humide). Löfstrand et al. (2008) laissent entendre que les profils spatiaux diffèrent probablement en raison des différences liées aux habitudes d'alimentation des guillemots dans l'Atlantique et en raison du fait que les œufs provenant de la Suède ont été recueillis dans des emplacements plus proches des zones industrielles et des zones fortement peuplées.
Les concentrations d’APFC mesurées dans le foie de phoques annelés de l’est et de l’ouest du Groenland entre 1980 et 2000 ont connu une hausse de 3,3 et de 6,8 % par année dans le cas de l'APFC en C10 et de l’APFCen C11, respectivement (Bossi et al., 2005). Butt et al.(2007b) ont examiné les tendances temporelles relatives aux échantillons de foie prélevés au sein de deux populations de phoques annelés (Phoca hispida) de l'Arctique canadien, soit l'une à Arviat (1992, 1998 et 2005) et l'autre à la baie Resolute (1972, 1993, 2000 et 2005). Les concentrations d'APFC en C9 à C15 ont augmenté entre 1992 et 1998, mais les points d'échantillonnage ultérieurs (1998, 2003 et 2005) étaient semblables du point de vue statistique. Les concentrations ont augmenté de 117 % pour les APFC en C14 et de 310 % pour les APFC en C9. Ni dans une population ni dans l’autre, on n’a noté de différence significative en fonction du sexe pour les APFC analysés. Dans l'ensemble, les concentrations d'APFC ont augmenté entre 1993 et 2005; toutefois, les hausses enregistrées ces dernières années n'étaient pas significatives du point de vue statistique. Le temps de doublement se situait entre 10,00 (APFC en C9) et 19,4 (APFC en C12). Butt et al. (2008) ont détecté des APFC à longue chaîne dans les échantillons de foie provenant de 11 populations de phoques annelés échantillonnées dans l’Arctique canadien de 2002 à 2005. Les concentrations d’APFC en C9 à C11 se situaient entre 1 et 10 ng/g en poids humide, tandis que celles des APFC en C12 à C15 étaient inférieures à 1 ng/g en poids humide. En outre, des ACFTI 8:2 et 10:2 ont été détectés chez toutes les populations. Cependant, les concentrations étaient inférieures au seuil de détection. Des concentrations quantifiables ont été mesurées chez deux populations de phoques annelés, soit 4 à 6 ng/g en poids humide. Certaines tendances spatiales statistiquement significatives ont été observées entre les diverses populations; toutefois, on a conclu que les variations étaient en grande partie attribuables au fait que les concentrations étaient élevées dans deux populations, et plus faibles dans une autre (Butt et al., 2008).
On a étudié les tendances temporelles chez le phoque annelé du Baïkal (Pusa sibirica) du lac Baïkal, dans l'est de la Sibérie, en Russie (Ishibashi et al. 2008b). Les APFC en C9 à C12 ont été mesurés dans le foie et le sérum de ce phoque. Le phoque annelé du Baikal est une espèce endémique et un prédateur de niveau trophique élevé dans le réseau trophique du lac Baïkal. Dans le foie de phoques annelés du Baïkal (mâles et femelles), la concentration d'APFC en C9 à C12 se situait entre moins de 0,56 et 72 ng/g en poids humide. Dans le sérum de mâles et femelles de cette espèce, la concentration d'APFC en C9 à C12 se situait entre moins de 0,33 et 4 ng/g en poids humide (Ishibashi et al., 2008b). Les concentrations moyennes d'APFC en C9 et C10 relevées dans le foie des phoques en 2005 étaient 1,2 et à 1,7 fois supérieures à celles relevées chez les phoques en 1992. Les concentrations d'APFC en C10 étaient nettement plus importantes en 2005 qu'en 1992. En ce qui concerne les APFC en C9, bien que la tendance ait été à la hausse entre 1992 à 2005, aucune différence significative n'a été observée.
Les études menées par De Silva et Mabury (2004) ainsi que Smithwick et al. (2005a) ont révélé des concentrations hépatiques d’APFC à longue chaîne en général plus élevées chez les ours blancs de l’est (Groenland), certains éléments indiquant que les concentrations d’APFC en C9 et en C10 étaient quant à elles plus fortes dans l’ouest. L’examen de la circulation troposphérique indique que les régions du centre-est recevraient plus d’air de l’est de l’Amérique du Nord, et que celles de l’est (Groenland) recevraient de l’air de l’Amérique du Nord et de l’Europe (De Silva et Mabury, 2004). Il se pourrait que l’existence de sources particulièrement importantes d’APFC en C9 et en C10 en Asie explique le fait que les concentrations en ces congénères soient plus élevées chez les ours blancs de l’ouest de l’Arctique (Smithwick et al., 2005a). Une tendance d’ouest en est similaire a été constatée en ce qui concerne les concentrations d’APFC dans les échantillons de foie de phoques annelés, même si les concentrations les plus fortes ont été enregistrées dans le sud de la baie d’Hudson (Butt et al., 2008). Sur la période de 1984 à 2006, Dietz et al. (2008) ont examiné un sous-échantillon de 128 ours blancs subadultes (âgés de 3 à 5 ans) d'Ittiqqortoormiit (Scoresby Sound) dans le centre du Groenland. L’analyse par régression linéaire des concentrations médianes soumises à une transformation logarithmique a révélé des augmentations annuelles pour les APFC en C9 (6,1 %), en C10 (4,3 %), en C11 (5,9 %), en C12 (52 %) et en C13 (8,5 %). Entre 1972 et 2002, le temps de doublement moyen des concentrations dans le foie des ours blancs des régions de l'Arctique nord-américain se situait entre 5,8 ans dans l'est et 9,1 ans dans l'ouest pour les APFC en C9, C10 et C11 (Smithwick et al., 2006).
Tomy et al. (2009a) ont mesuré les tendances temporelles des concentrations d'SAPFC (C8 à C12) chez les bélugas mâles de Pangnirtung, au Nunavut; ils ont observé une hausse annuelle de 1,8 ng/g en poids humide (+/- 0,5) entre les concentrations hépatiques relevées de 1980 à 2010. Les concentrations d'SAPFC (C8 à C12) mesurées à Pangnirtung se situaient en effet entre 2,4 et 171,05 ng/g en poids humide. On a toutefois observé chez les bélugas mâles de l'île Hendrickson une diminution de 7,41 ng/g en poids humide (+/- 0,71) entre les concentrations hépatiques relevées de 1980 à 2009 (Tomy et al., 2009a), les concentrations se situant entre 4,87 et 313,10 ng/g en poids humide.
Boudreau et al. (2002) ont étudié la toxicité de l’APFC en C10 pour le macrophyte aquatique Lemna gibba etont établi la concentration inhibitrice à 5 % (CI50) à 99 mg/L, d’après la croissance. Les valeurs CI50 (d’après la croissance) des APFC en C10 chez les algues d’eau douce Selenastrum capricornutum et Chlorella vulgaris étaient respectivement de 218 mg/L et de 198 mg/L, ce qui indique une petite différence de sensibilité entre les deux espèces (Boudreau et al., 2002). La toxicité aiguë et chronique de l’APFC en C10 pour les deux espèces de daphnies, Daphnia magna et Daphnia pulicaria, a été étudiée. La concentration létale médiane (CL50; dose aigüe), d’après la mortalité, et la concentration efficace médiane (CE50; dose chronique), d’après l’immobilisation, étaient respectivement de 259 et de 130 mg/L pour le Daphnia magna, et de 285 et de 150 mg/L, respectivement, pour le Daphnia pulicaria (Boudreau et al., 2002). Ces valeurs montrent qu’il y a peu de différence de sensibilité entre les deux espèces. Hoke et al. (2009) ont déterminé les valeurs de toxicité aiguë pour les APFC en C10 : une CL50 de 32 mg/L après 96 heures pour la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss); une CE50 de moins de 100 mg/L après 48 heures pour la daphnie (Daphnia magna) et une CE50 de 10,6 mg/L après 72 heures pour l'algue verte (Pseudokirchneriella subcapitata).
Les études sur la toxicité chronique de l’APFC en C9 menées sur deux espèces de daphnies ont révélé que le Daphnia pulicaria était plus sensible que le Daphnia magna (Boudreau et al., 2002). Les valeurs de CL50 sur 21 jours étaient respectivement de 8,8 mg/L et de 39 mg/L, d’après la mortalité observée. Les études de toxicité chronique ont également révélé que, chez l’espèce Daphnia magna, le nombre de descendants était un critère d’effet traduisant une plus grande sensibilité que le délai moyen avant la production de la première génération. La concentration sans effet observé sur 21 jours ainsi que la concentration minimale avec effet observé (toutes deux établies d’après le nombre de descendants produits) étaient respectivement de 13 et de 25 mg/L pour le Daphnia magna, et de 6 et 13 mg/L, respectivement, pour le Daphnia pulicaria.
La CE50 de l’APFC en C9 sur 48 heures se chiffrait à 0,66 mM (306,29 mg/L), d’après la létalité aiguë, pour le nématode vivant dans le sol Caenorhabditis elegans; l’exposition s’est faite par contact de surface dans un milieu de croissance propice aux nématodes, composé à 1,7 % d’agar (Tominaga et al., 2004). On a constaté des effets sur plusieurs générations chez les nématodes exposés à de faibles concentrations d’APFC en C9, c’est-à-dire à peine environ 1 nM (0,000464 mg/L); on a alors enregistré un déclin de 70 % de la fécondité à la quatrième génération (Tominaga et al., 2004). Aucune relation génération-réponse ou concentration-réponse n’a été observée, quoique les résultats laissent supposer que l’acide en C9 pourrait avoir des effets à long terme sur plusieurs générations, et ce, à des concentrations d’exposition relativement faibles.
Yeung et al. (2009a) ont exposé des poulets (Gallus gallus) mâles d'une journée à des APFC en C10 à des concentrations de 0,1 mg/kg p.c. et de 1,0 mg/kg p.c. trois fois par semaine, et ce, pendant trois semaines. On n'a observé aucun effet néfaste sur le poids corporel, les indices relatifs aux organes, les paramètres cliniques sanguins ou l'histopathologie des organes aux concentrations de 0,1 ou 1,0 mg/kg p.c. d'APFC en C10. Cependant, la demi-vie des APFC en C10 était respectivement de 11 et 16 jours aux concentrations de 0,1 et 1,0 mg/kg p.c., ce qui indique les propriétés de bioaccumulation des APFC en C10 chez les poulets.
Stevenson et al. (2006) ont étudié la toxicité des APFC en C9 et en C10 du point de vue du mécanisme de résistance multixénobiotique chez la moule de mer Mytilus californianus. Ce mécanisme joue le rôle de première ligne de défense contre de vastes classes de xénobiotiques; il expulse les produits chimiques modérément hydrophobes de la cellule par l’intermédiaire de protéines de transport transmembranaires dépendant de l’adénosine triphosphate. Le transporteur le plus étudié est la P-glycoprotéine qui, chez les humains, est active dans les reins, les glandes surrénales, le foie, la barrière hémato-testiculaire et la barrière hémato-encéphalique. Ce mécanisme de défense est fragile, et certains xénobiotiques peuvent le compromettre. L’accroissement de sensibilité, appelé chimiosensibilisation, vient de la capacité de la P-glycoprotéine à reconnaître différents substrats xénobiotiques et à s’y lier, ce qui entraîne une saturation de la capacité de liaison. Même les substances non toxiques peuvent être des chimiosensibilisants et avoir des effets néfastes sur les organismes en permettant à des substances toxiques normalement exclues de s’accumuler dans les cellules. Stevenson et al. (2006a) ont constaté que les APFC en C9 et en C10 possédaient des CI50 moyennes (d’après l’inhibition de la P-glycoprotéine) de 4 8 µM (2,23 mg/L) et 7,1 µM (3,65 mg/L), respectivement; ces substances inhibaient donc de manière significative la P-glycoprotéine chez le Mytilus californianus. Ce résultat indique que les APFC en C9 et en C10 sont des chimiosensibilisants pour cette espèce. L’APFC en C9 inhibe la P-glycoprotéine par un mécanisme indirect, et le phénomène est réversible. De plus, cette substance induit l’expression du transporteur de la P-glycoprotéine après une exposition de deux heures – une réaction au stress pouvant entraîner des coûts métaboliques pour l’organisme.
Liu et al. (2008) ont étudié les effets des APFC en C12 et en C14 sur les systèmes membranaires de l’algue d’eau douce Scenedesmus obliquus. Les APFC en C12 et C14 inhibaient le taux de croissance de l'algue de façon proportionnelle à la concentration (c.-à-d. que l'inhibition augmentait avec l'augmentation de la concentration d'exposition). Les valeurs de CI10, CI50 et CI90 relatives à la densité cellulaire calculées étaient de 90 µM (46,27 mg/L), 183 µM (94,08 mg/L) et 367 µM (188,67 mg/L) pour les APFC en C10 et de 41 µM (29,28 mg/L), 134 µM (95,69 mg/L) et 292 µM (208,52 mg/L) pour les APFC en C14. En ce qui concerne les APFC en C10, on a observé un accroissement du potentiel de la membrane à des concentrations se situant entre 30 et 100 µM (15,42 à 51,40 mg/L). En ce qui concerne les APFC en C14, on a observé un accroissement du potentiel de la membrane entre 50 et 100 µM (35,70 à 71,41 mg/L). L'accroissement du potentiel de la membrane mitochondriale indique une perturbation de la fonction mitochondriale; la mitochondrie est un organite multitâche participant au métabolisme oxydatif ainsi qu'à l'apoptose en intégrant des signaux de mort. De plus, les APFC en C12 et C14 ont entraîné une hausse de la perméabilité des membranes cellulaires à des concentrations de 20 à 100 µM (12,28 à 61,41 mg/L) pour les APFC en C12 et à des concentrations de 50 à100 µM (35,70 à 71,41 mg/L) pour les APFC en C14. Les effets sur la perméabilité des membranes cellulaires pourraient contribuer à médiation des effets néfastes d'autres contaminants. Liu et al. (2008) ont effectué des mesures de cytométrie en flux pour caractériser les effets des APFC en C12 et en C14 sur les systèmes membranaires de l’algue d’eau douce Scenedesmus obliquus. Les valeurs de CI50 (densité cellulaire) pour les acides en C12 et en C14 étaient de 183 µM (112,38 mg/L) et de 134 µM (95,69 mg/L), respectivement. Liu et al. (2008) ont noté que la perturbation de la production d’énergie par interruption de la fonction mitochondriale pourrait expliquer l’inhibition de la division cellulaire causée par les acides en C12 et en C14, qui s’est traduite par une diminution du taux de croissance (c-à-d. la densité cellulaire).
Benninghoff et al. (2007) ont établi que les APFC en C9 à C12 provoquaient une induction significative de la vitellogénine, qui est un biomarqueur de l’exposition à des œstrogènes, chez la truite arc-en-ciel. Ces substances ont montré une faible affinité avec les récepteurs œstrogéniques hépatiques de la truite arc-en-ciel. Chez les truites juvéniles, l’APFC en C10 entraînait une hausse de la vitellogénine in vivo en fonction de la dose, et faisait augmenter de manière significative les concentrations plasmatiques de vitellogénine jusqu’à des valeurs modérément faibles (0,0256 à 2 000 µg/g d’aliments). Les auteurs ont noté que les récepteurs œstrogéniques hépatiques avaient une plus grande affinité avec un nombre supérieur de xénœstrogènes chez la truite arc-en-ciel comparativement aux récepteurs œstrogéniques de mammifères, dont les humains.
Nakayama et al. (2008) ont étudié le grand cormoran (Phalacrocorax carbo), un oiseau piscivore à l’extrémité de la chaîne alimentaire dans l’écosystème du lac Biwa, au Japon. Les concentrations en acide C9 ont été mesurées dans le foie de grands cormorans (mâles et femelles), et mises en relation avec l’expression génique. Les concentrations de l’APFC en C9 allaient, chez les femelles, de moins de 0,005 à 0,0088 µg/g en poids humide et, chez les mâles, de moins de 0,005 à 0,043 µg/g en poids humide. On n’a relevé aucune différence significative selon le sexe. L’analyse de l’expression génique a révélé des corrélations positives nettes entre la concentration en C9 et la glutathione-peroxydise 1 (enzyme du système antioxydant) ainsi que la ribonucléoprotéine nucléaire hétérogène U (maturation de l’ARN). L’induction des enzymes antioxydantes pourrait constituer une réponse adaptative au stress oxydatif causé par l’APFC en C9.
Ishibashi et al. (2008a) ont montré que les APFC en C9 à C11 stimulaient le récepteur a activé par les proliférateurs des peroxysomes (PPARa) dans le foie des phoques annelés du Baïkal (Pusa sibirica) à des concentrations minimales avec effet observé de 125 µM (58,00 mg/L) pour les APFC en C9, de 125 µM (64,26 mg/L) pour les APFC en C10 et de 62,5 µM (35,25 mg/L) pour les APFC en C11. Le PPARa joue un rôle physiologique essentiel en tant que détecteur de lipides et régulateur du métabolisme lipidique. Les niveaux d'expression d'ARNm du PPARa ont démontré un lien positif avec les APFC en C9 et l'expression de la protéine hépatique CYP4A a été reliée aux concentrations hépatiques d'APFC en C9 et en C10, ce qui indique une modulation de la voie de signalisation PPARa-CYP4A chez les phoques sauvages annelés du Baïkal.
L’effet possible de l’exposition aux composés perfluorés a été étudié d’après les lésions hépatiques observées chez les ours blancs de l’est du Groenland (Sonne et al., 2007). Parmi les paramètres examinés dans cette étude figuraient l’infiltration des cellules mononucléaires, les granulomes lipophagiques, la stéatose, l’hyperplasie des cellules de Ito et du canal cholédoque ainsi que la fibrose portale. La population était composée de 28 femelles et de 29 mâles, échantillonnés par des chasseurs de la région entre 1999 et 2002. Les échantillons hépatiques ont été analysés afin de déterminer s'ils contenaient plusieurs composés perfluorés, notamment des APFC en C9, C10, C11, C12 et C13. Chez 65 % des ours blancs, la somme des concentrations des composés perfluoroalkylés (c.-à-d. des composés d’alkyles perfluorés; SAPF) était supérieure à 1 000 ng/g en poids humide. Chez les femelles, la SAPF variait entre 256 et 2 770 ng/g en poids humide, tandis que chez les mâles, elle allait de 114 à 3 052 ng/g en poids humide. Comme les concentrations de tous les APF analysés ont été additionnées, il a été impossible de dériver une corrélation directe de cause à effet pour un composé perfluoré en particulier, par exemple les APFC à longue chaîne. En outre, les ours blancs de l’est du Groenland sont également contaminés par d’autres substances comme des organochlorés (PCB, DDT) et du mercure, ce qui peut constituer autant de facteurs confusionnels synergiques dans l’apparition des lésions. Les auteurs ont conclu que l’analyse statistique ne permettait pas d’établir avec certitude si l’exposition chronique aux composés perfluorés était associée au développement de lésions hépatiques chez les ours blancs; par contre, ces lésions étaient similaires à celles qui étaient causées par des composés perfluorés en conditions de laboratoire (Sonne et al., 2007).
La démarche suivie dans cette évaluation écologique préalable consistait à examiner les divers renseignements à l'appui et à tirer des conclusions fondées sur de multiples éléments de preuve, tels que la persistance, l'exposition, les tendances, le risque écologique, la toxicité intrinsèque, la bioaccumulation et la présence répandue dans l'environnement.
Dans les études de toxicité traditionnelles, les APFC à longue chaîne (C9 à C10) présentaient une toxicité faible à modérée, les valeurs de toxicité aiguë se situant entre 8,8 et 285 mg/L. Deux études ont été menées en ce qui concerne la toxicité des APFC à longue chaîne (C9 à C20) chez les espèces terrestres. Dans l'une de ces études, aucun effet néfaste n'a été observé jusqu'à 1,0 mg/kg de poids corporel des poulets mâles ayant reçu une dose d'APFC en C10. Dans l'autre étude, on a constaté une létalité aiguë chez les nématodes vivant dans le sol exposés à une concentration de 306 mg/L d'APFC en C9 ainsi que des effets sur plusieurs générations (baisse de la fécondité) lorsqu'ils étaient exposés à une concentration de 0,000464 mg/L.
Les APF, notamment les APFC à longue chaîne (C9 à C20), peuvent provoquer une toxicité hépatique (c.-à-d. des lésions du foie) chez les ours blancs à des concentrations de 114 à 3 052 ng/g en poids humide d'APF, ainsi que l'activation du PPARa dans le foie des phoques annelés du Baïkal à des concentrations de 35,25 à 64,26 mg/L d'APFC en C9 à C11. Les APFC à longue chaîne (C9 à C20) peuvent également avoir une incidence sur le système endocrinien, notamment sur la synthèse du jaune chez la truite arc-en-ciel à des concentrations en APFC en C10 de 0,0256 à 2 000 µg/g d'aliments. Les APFC en C9 à C10 sont également des chimiosensibilisants pour la moule de mer, Mytilus californianus, car ils permettent à des substances toxiques normalement exclues de s'accumuler chez la moule de mer. Les APFC en C12 et en C14 augmentent le potentiel de la membrane mitochondriale chez l’algue d’eau douce, Scenedesmus obliquus, ce qui indique une perturbation de la fonction mitochondriale.
Au Canada, on a mesuré des concentrations d'APFC à longue chaîne (C9 à C20) se situant entre moins de 0,5 ng/L et 19 ng/L dans le milieu aquatique. Dans les sédiments de l'Arctique canadien, on a aussi mesuré des concentrations d'APFC en C9 à C12 se situant entre 0,5 et 3,3 ng/g. En outre, on a mesuré des APFC en C9 à C15 dans le foie de divers animaux (phoques, renards, poissons, ours blancs, narvals, bélugas et oiseaux) de l’Arctique canadien ou de la région des Grands Lacs. Les concentrations se situaient entre des niveaux inférieurs à la limite de détection et 180 ng/g de foie en poids humide; les concentrations les plus élevées ont été enregistrées chez l'ours blanc, puis chez le requin du Groenland, le narval et le béluga. Dans le monde entier, des APFC en C9 à C15 ont été relevés chez le phoque annelé, commun et à fourrure, chez la sotalie de Chine et le dauphin à flancs blancs, à gros nez, à nez blanc et de la Plata, chez le marsouin de l'Inde, le grand cachalot, le castor, le tigre de Sibérie, le rat sauvage et chez plusieurs espèces d'oiseau (le Goéland bourgmestre, l'Aigrette garzette, le Pluvier petit-gravelot, le Paradoxornis et le Bihoreau gris). Les concentrations allaient de niveaux inférieurs à la limite de détection à 480 ng/g en poids humide, les concentrations les plus élevées ayant été enregistrées chez le dauphin à nez blanc.
Pour les APFC en C11 (2 700 < FBC < 11 000), C12 (18 000 < FBC < 40 000) et C14 (23 000 < FBC < 30 000), il existe un fort potentiel de bioconcentration chez les poissons et un potentiel de bioamplification chez les poissons et les mammifères marins. En ce qui concerne les autres APFC à longue chaîne, on a constaté une bioamplification et une amplification trophique dans l'environnement. Il n'existe aucune donnée expérimentale ou estimée sur la bioaccumulation des APFC à longue chaîne comptant plus de 14 atomes de carbone. Les APFC à longue chaîne pourraient toutefois, d’après leur conformation chimique, être bioaccumulés ou bioamplifiés chez les espèces marines ou terrestres. De plus, des APFC en C14 et en C15 ont été détectés chez des poissons, des invertébrés et des ours blancs.
On a démontré que les APFC à longue chaîne (C9 à C20) ont tendance à augmenter chez les ours blancs, les phoques annelés et les oiseaux. De 1980 à 2000, les concentrations d’APFC en C10 et C11 mesurées dans le foie de phoques annelés du Groenland ont connu une hausse respective de 3,3 et de 6,8 % par an. Entre 1992 et 2005, les concentrations moyennes d'APFC en C9 et en C10 mesurées dans le foie des phoques annelés du Baïkal étaient 1,2 à 1,7 fois plus importantes. De 1972 à 2002, le temps moyen de doublement des concentrations dans le foie des ours blancs de l'Arctique se situait entre 5,8 et 9,1 ans pour les APFC en C9 à C11. Entre 1993 et 2004, les concentrations dans les échantillons de foie de phoque annelé ont augmenté, le temps de doublement des APFC en C9 à C12 allant de 4 à 10 ans. Les concentrations d’APFC en C9 à C15 relevées dans les échantillons de foie de Fulmar boréal se sont accrues entre 1987 et 1993, puis sont restées stables de 1993 à 2003. En ce qui concerne les concentrations d’APFC en C9 à C15 relevées dans les échantillons de foie du Guillemot de Brünnich, elles ont augmenté entre 1975 à 2004. De 1983 à 1993, les concentrations d’APFC en C9 à C13 relevées dans les œufs entiers de Goélands argentés en Norvège ont augmenté de manière significative. Chez les bélugas mâles du Nunavut, on a observé une hausse temporelle des APFC en C9 à C12 de 1,8 ng/g en poids humide de foie entre 1980 et 2010.
Il existe certaines lacunes et incertitudes concernant entre autres les propriétés physiques et chimiques, les données expérimentales sur la persistance et les données sur la toxicité. Le corps des données sur les APFC à longue chaîne (C9 à C20) et leurs précurseurs est néanmoins substantiel. Par exemple, alors que les mécanismes de transport de ces APFC et de leurs précurseurs vers l'Arctique ne sont pas clairs, ces composés semblent avoir une certaine mobilité, étant donné qu'on a mesuré des APFC en C9 à C15 et leurs précurseurs dans le biote dans tout l'Arctique canadien, loin des sources connues.
Par ailleurs, les voies environnementales contribuant au transfert des APFC à longue chaîne (C9 à C20) au biote ne sont pas bien comprises en raison du peu de données de surveillance qui existent sur les concentrations de leurs divers précurseurs dans l'air, l'eau, les effluents et les sédiments au Canada. De plus, bien que les mécanismes de toxicité des APFC à longue chaîne soient peu connus, on a signalé toute une gamme d'effets toxicologiques chez diverses espèces, notamment l'induction de la vitellogénine et la toxicité hépatique. En outre, selon des études menées par van Leeuwen et al. (2006) révélant une variabilité des résultats obtenus par divers laboratoires, il se peut que les résultats des analyses effectuées par ces laboratoires ne soient pas directement comparables.
Enfin, on ne dispose actuellement que de données limitées sur la toxicologie des précurseurs des APFC à longue chaîne, la contribution relative de ces précurseurs provenant de différentes sources (p. ex. l'importance des précurseurs issus de la dégradation des substances fluorotélomériques) et la possibilité d'effets combinés ou synergiques avec d'autres composés perfluorés.