Rapport d'évaluation écologique préalable des polybromodiphényléthers : chapitre 3

Caractérisation des risques

La démarche adoptée pour la présente évaluation écologique préalable consiste à examiner les divers renseignements pertinents et à formuler des conclusions fondées sur la méthode du poids de la preuve, tel qu'exigé par l'article 76.1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE). Une attention particulière a été portée aux analyses des quotients de risque ainsi qu'à la persistance, à la bioaccumulation, à la transformation chimique et aux tendances des concentrations dans l'environnement.

Les données utilisées avaient trait à des produits commerciaux, à certains congénères et à des groupes d'homologues ou d'isomères. La présentation des données et les analyses des quotients de risque ont été structurées en fonction des Polybromodiphényléthers (PBDE) commerciaux car une grande partie des données empiriques à la base de l'évaluation (par exemple, données pertinentes pour la toxicité dans l'environnement) ont été obtenues à partir de produits commerciaux. L'analyse des risques et les preuves scientifiques présentées dans le rapport s'appliquent néanmoins à tous les congénères trouvés dans le Pentabromodiphényléther (PeBDE), l'Octabromodiphényléther (OBDE) et le Décabromodiphényléther (DBDE) du commerce.

Le risque déterminé pour chaque produit commercial reflète les activités des divers PBDE en présence, ce qui complique l'interprétation des résultats. À cause de cela, de la structure chimique commune de ces substances et des facteurs influant sur leur transformation chimique, le PeBDE, l'OBDE, le DBDE et leurs constituants bromés sont évalués comme formant un même groupe.

Des analyses des quotients de risque, intégrant les expositions connues ou possibles aux effets environnementaux nocifs connus ou possibles, ont été effectuées pour chacun des PBDE commerciaux visés par la présente évaluation. Une analyse des voies d'exposition et l'identification ultérieure des récepteurs sensibles ont servi au choix des paramètres d'évaluation écologique (par exemple, effets nocifs sur la reproduction d'espèces de poissons sensibles d'une communauté). Pour chaque paramètre, une valeur estimée d'exposition (VEE) prudente a été choisie à partir des données empiriques des études de surveillance. En l'absence de telles données, les VEE ont été fondées sur des calculs simples prenant en compte certaines conditions environnementales locales, mais surtout les paramètres environnementaux généraux. On a utilisé de préférence les concentrations des produits chimiques obtenues dans les environnements du Canada et de l'Amérique du Nord pour le calcul des VEE, mais des données provenant d'autres régions du monde ont été utilisées en l'absence de données canadiennes en quantité et en qualité suffisantes, ou pour obtenir un poids de la preuve. Les VEE représentent généralement les pires situations et constituent un indice de la possibilité que ces substances atteignent des concentrations préoccupantes tout en permettant de préciser les régions où ces concentrations seraient le plus probablement atteintes.

Une valeur estimée sans effet observé (VESEO) a aussi été obtenue en divisant la valeur critique de la toxicité (VCT) par un facteur d'application. La VCT représente la plus faible valeur d'écotoxicité obtenue à partir d'un ensemble de données acceptables et disponibles. L'exposition à long terme étant source de préoccupations, la préférence a généralement été accordée aux données de toxicité chronique. En l'absence de telles données, les données ci-après ont été utilisées, par ordre de préférence : données de toxicité aiguë, données analogues, données de relation quantitative structure-activité (RQSA) et données tirées des méthodes de partage à l'équilibre.

Des facteurs d'application ont été obtenus par une méthode multiplicative qui fait appel à des facteurs de 10 pour tenir compte des diverses sources d'incertitude liée aux extrapolations et aux déductions appliquées aux variations intra et interspécifiques, aux écarts de sensibilité des paramètres biologiques, à l'extrapolation des effets en laboratoire aux effets sur le terrain qui sont nécessaires pour appliquer à des écosystèmes des essais portant sur une seule espèce, et aux effets possibles de la présence simultanée d'autres substances. Dans le cas des substances qui satisfont aux critères de persistance et de bioaccumulation présentés dans le règlement de la LCPE (voir le tableau 6), un facteur d'application supplémentaire de 10 a été appliqué à la VCT.

Les quotients de risque obtenus pour les PBDE sont résumés dans le tableau 8. Les données d'exposition utilisées à titre de VEE sont présentées dans les tableaux tableaux 4 et tableau5 et résumées dans les notes du tableau 8. Les données de toxicité utilisées pour déterminer les VCT et les VESEO sont résumées dans le tableau 7.

Tableau 8 (1 de 2) : Résumé des données utilisées pour l'analyse du quotient de risque des PBDE
Produit commercial Organismes pélagiques
VEEa
(µg/L)
Organismes pélagiques
VCTb
(µg/L)
Organismes pélagiques
FAc
Organismes pélagiques
VESEO
(µg/L)
Organismes pélagiques
Q
(VEE/VESEO)
Organismes benthiques
VEEd
(mg/kg- ps)
Organismes benthiques
VCTe
(mg/kg- ps)
Organismes benthiques
FAc
Organismes benthiques
VESEO
(mg/kg- ps)
Organismes benthiques
Q
(VEE/VESEO)
PeBDE 2 × 10 -4 5,3 100 0,053 4 × 10 -3 1,4 3,1 100 0,031 45,2
OBDE 2 × 10 -4 1,7 100 0,017 0,01 3,03 1340 100 9,1l 0,33
DBDE sans objet (S.O.)k S.O. S.O. S.O. S.O. 3,19 4536 100 76l 0,04
Tableau 8 (2 de 2) : résumé des données utilisées pour l'analyse du quotient de risque des PBDE
Produit commercial Organismes du sol
VEE f
(mg/kg-
ps)
Organismes du sol
VCTg
(mg/kg-
ps)
Organismes du sol
FAc
Organismes du sol
VESEO
(mg/kg-
ps)
Organismes du sol
Q
(VEE/VESEO)
Consommateur de la faune
VEEh
(mg/kg-
ph)
Consommateur de la faune
VCTi
(mg/kg-
ph nourriture)
Consommateur de la faune
FAj
Consommateur de la faune
VESEO
(mg/kg-
ph nourriture)
Consommateur de la faune
Q
(VEE/VESEO)
PeBDE 0,035-0,070 16 100 0,27m 0,13-0,26 1,250 8,4 1000 0,0084 149
OBDE 0,03-0,06 1470 100 6,3m 0,005-0,01 0,325 62,9 1000 0,06 5,4
DBDE 0,31-0,62 4910 100 21m 0,02-0,03 0,03> 336 1000 0,336 0,09
  1. Stapleton et Baker (2001).
  2. PeBDE : CMABFRIP (1997d); OBDE : CMABFRIP (1998).
  3. FA (facteurs d'application) : facteur de 10 appliqué à l'extrapolation des conditions de laboratoire aux conditions sur le terrain et aux variations intraspécifiques et interspécifiques de la sensibilité; facteur de 10 appliqué parce que les constituants du PeBDE et de l'OBDE sont bioaccumulables et persistants et parce que les congénères du DBDE sont persistants.
  4. PeBDE : Étant donné l'absence de données empiriques caractérisant les concentrations de PeBDE dans les sédiments au Canada et l'incertitude entourant les valeurs des concentrations partout en Amérique du Nord, les données obtenues en Suède ont été utilisées en remplacement des données canadiennes. Les concentrations des constituants apparentés au PeBDE (tétraBDE et pentaBDE) totalisaient 1,4 mg/kg ps dans les sédiments d'une zone fortement industrialisée de Suède située en aval d'une installation de transformation de polymères où l'on produisait des cartes de circuits imprimés (Sellström, 1996). Cette valeur a été utilisée comme VEE. Bien que les régimes climatiques et hydrologiques locaux puissent différer entre les deux pays, il existe aussi des installations de transformation de polymères au Canada. L'évaluation des risques du PeBDE faite par l'Union européenne est aussi fondée sur cette valeur pour l'évaluation du risque local que présente une installation de production de polyuréthane (Union européenne, 2001). OBDE : Les PBDE présents dans l'OBDE sont très mal caractérisés en Amérique du Nord. Par conséquent, les concentrations d'OBDE mesurées en Europe ont été utilisées en remplacement des données canadiennes. Des concentrations d'OBDE atteignant 3,03 mg/kg ps ont été signalées pour des sédiments d'un site du Royaume-Uni situé en aval d'un entrepôt. Cette valeur est utilisée comme VEE (Environment Protection Agency, 1997; Union européenne, 2002, 2003 ). DBDE : Les prélèvements effectués s'avèrent insuffisants pour caractériser adéquatement les concentrations de DBDE dans les sédiments en Amérique du Nord. Au R.-U., des concentr ations de DBDE atteignant 3,19 mg/kg ps ont été mesurées, la concentration la plus élevée l'ayant été dans un site situé à proximité d'une fabrique de mousse en aval d'une usine d'épuration des eaux usées. (Law et al., 1996; Allchin et al., 1999). Cette me sure a été utilisée comme VEE de remplacement pour l'environnement canadien.
  5. PeBDE : Great Lakes Chemical Corporation (2000a); OBDE : Great Lakes Chemical Corporation (2001a,b); DBDE : ACCBFRIP (2001a,b).
  6. Étant donné l'absence de données obtenues par mesure, les VEE ont été estimées pour des sols agricoles labourés et des pâturages en utilisant l'équation (Bonnell Environmental Consulting, 2001) : VEEsol = (Cboues × TAboues × T) / (Psol × MVsol) où : VEEsol = VEE pour le sol (mg/kg); Cboues = concentration dans les boues (mg/kg); TAboues = taux d'application sur le sol (kg/m 2 par an, valeur par défaut = 0,5); Psol = boues incorporées au sol jusqu'à une profondeur de 0,2 m (profondeur du labourage) dans des sols agricoles et jusqu'à 0,1 m dans les pâturages (Union européenne, 1994); MVsol = masse volumique apparente du sol (kg/m 3 , valeur par défaut = 1 700); T = nombre d'années d'épandage des boues sur le sol (supposé être de 10 années). Cette équation suppose ce qui suit :
    • aucun PBDE n'est perdu par érosion;
    • aucun PBDE n'est transformé (y compris la transformation de PBDE fortement bromés en congénères de tétra à hexaBDE);
    • aucun apport de PBDE par dépôt atmosphérique;
    • aucune accumulation antérieure de PBDE dans le sol.
    Aux fins du calcul des VEE du PeBDE, la concentration de 2,380 mg/kg ps (total du tétraBDE, du pentaBDE et de l'hexaBDE) signalée pour les biosolides d'une usine d'épuration d'eaux usées de la Californie a été utilisée (La Guardia et al., 2001). Les VEE de l'OBDE ont été calculées à partir des concentrations mesurées de PBDE (total de l'hexaBDE, de l'heptaBDE et de l'octaBDE) de 2,08 mg/kg ps dans les biosolides signalées par La Guardia et al. (2001). L'échantillon de biosolides a été prélevé d'une usine d'épuration d'eaux usées du Massachusetts. Une concentration de PBDE de 21,22 mg/kg ps (total du nona et du décaBDE) des biosolides a été utilisée pour le calcul des VEE du DBDE. Cette concentration a aussi été signalée pour un échantillon de biosolides prélevé dans une usine d'épuration d'eaux usées du Massachusetts (La Guardia et al., 2001).
  7. PeBDE : Great Lakes Chemical Corporation (2000b); OBDE : Great Lakes Chemical Corporation (2001c); DBDE : ACCBFRIP (2001c).
  8. Allchin et al. (1999); Johnson et Olson (2001); Sellström et al. (2001); Lindberg et al. (2003). PeBDE : Johnson et Olson (2001) ont mesuré une concentration de PBDE total (BDE 47, 99, 100, 153 et 154) de 1 250 µg/kg ph chez un ménomini de montagne de la rivière Spokane, dans une zone recevant les eaux de régions urbanisées. On ne connaît aucune source, autres que celles normalement associées à l'urbanisation (p. ex., rejet d'eaux résiduaires et ruissellement urbain), en amont des sites d'échantillonnage (Johnson, 2003). Bien que ces données proviennent des États-Unis, une situation analogue pourrait exister au Canada de sorte que la concentration de 1 250 µg/kg ph chez le ménomini a été utilisée comme VEE. OBDE : Étant donné l'échantillonnage très limité des PBDE présents dans le OBDE du b iote canadien, la concentration de l'OBDE de 325 µg/kg ph de la limande de la rivière Tees, au R.-U., a été utilisée comme VEE (Allchin et al., 1999). Cette concentration a été mesurée dans les tissus du foie, mais il a été supposé qu'elle était la même da ns tout l'organisme. DBDE : Ici aussi, les données caractérisant les PBDE présents dans le DBDE décelé dans le biote canadien sont insuffisantes. Du DBDE a été décelé dans 18 de 21 oeufs de faucon pèlerin (Falco peregrinus) en Suède, à des concentrations allant de 28 à 430 µg/kg en poids lipidique (pl) (Sellström et al., 2001; Lindberg et al., 2003). La valeur de 430 µg/kg pl (ou de 0,43 mg/kg pl) sera utilisée comme VEE. Étant donné que la teneur en lipides moyenne de ces 21 oeufs était de 5,94 % (de Wit, 2003), la VEE a été convertie à 0,03 mg/kg ph.
  9. Les études faisant état d'une exposition par voie alimentaire ou orale ont été utilisées pour l'évaluation de l'intoxication secondaire. Les résultats de ces études sont généralement exprimés sous la forme d'une concentration dans la nourriture (mg/kg) ou d'une dose (mg/kg pc par jour) ne produisant aucun ou très peu d'effets observés. Pour l'obtention d'une VCTnourriture et d'une VESEOnourriture, les résultats ont été exprimés sous la forme de la concentration dans la nourriture (en unités mg/kg nourriture), ce qui exigeait des renseignements sur la concentration produisant un effet (VCTingestion quotidienne totale, mg/kg pc par jour) en unités d'ingestion quotidienne (IQ, kg ph/jour) et en poids corporel (pc, kg ph) pour l'espèce réceptrice. VCTnourriture = (VCT ingestion totale quotidienne × pc)/IQ. Cette équation suppose que l'exposition à la substance se fait entièrement par l'intermédiaire de la nourriture et que la substance est totalement biodisponible et peut être assimilée par l'organisme. Il n'existe pas de données caractérisant la toxicité des PBDE pour les espèces fauniques, de sorte qu'on les a remplacé par les données sur les rongeurs et les lapins. Une mise à l'échelle interspécifique, faisant appel à des données pour un vison adulte type, a été appliquée à l'extrapolation d'une concentration dans la nourriture non nuisible pour cette espèce. Le calcul est fondé sur le poids corporel adulte type (0,6 kg) et le taux d'ingestion quotidienne (0,143 kg ph/jour) d'une femelle du vison d'Amérique, Mustela vison (CCME, 1998). Les données sur la toxicité utilisées pour le calcul de la VCTnourriture ont été tirées des publications de la Great Lakes Chemical Corporation (1984), de Breslin et al. (1989) et de Norris et al. (1974). On précise que Norris et al. (1974) ont utilisé le « Dow FR-300-BA », un produit à base de DBDE plus ancien, composé de décaBDE (77,4 %), de nonaBDE (21,8 %) et d'octaBDE (0,8 %). Ce produit n'est plus fabriqué, et les solutions actuelles de DBDE comportent un pourcentage beaucoup plus élevé de décaBDE (habituellement > 97 %, par exemple). La valeur « 80 mg/kg pc par jour dans la nourriture » représente néanmoins une valeur appropriée de VCT pour les DBDE puisque le sujet étudié est de qualité acceptable et représente un paramètre mesuré prudent. Bien que, dans cette étude, on ait employé un produit à base de DBDE plus ancien, ses composantes appartiennent à des groupes d'homologues (principalement des nonaBDE et des décaBDE) faisant l'objet de la présente évaluation. Celle-ci n'est pas limitée aux analyses des produits commerciaux, mais vise les PBDE des groupes d'homologues possédant de quatre à dix atomes/molécules de brome. Par conséquent, on juge qu'il convient de se servir de cette étude pour l'analyse du quotient de risque même si elle porte sur une solution comportant un plus fort pourcentage de nonaBDE (et une faible fraction d'octaBDE) que les solutions de DBDE actuelles.
  10. Afin d'obtenir la VESEO, la VCT a été divisée par un facteur de 10 pour tenir compte de l'extrapolation des conditions de laboratoire aux conditions sur le terrain, d'un facteur de 10 pour l'extrapolation d'un rongeur à une espèce faunique et d'un autre facteur de 10 étant donné que les constituants du PeBDE et de l'OBDE sont bioaccumulables et persistants, que les congénères du DBDE sont persistants et qu'il existe un poids de la preuve faisant état d'une débromation en des PBDE bioaccumulables.
  11. Sans objet : une VESEO n'a pas été obtenue pour les organismes pélagiques et une analyse du quotient de risque n'a pas été effectuée. Selon les études publiées sur le DBDE et la toxicité d'autres PBDE moins bromés, il a été jugé très peu probable que des effets du DBDE soient observés dans les organismes aquatiques, cela jusqu'à la limite de solubilité dans l'eau de la substance.
  12. Corrigé pour une teneur en carbone organique de 4 %.
  13. Corrigé pour une teneur en carbone organique de 2 %.

L'analyse des quotients de risque montre que le risque le plus important que peuvent présenter les PBDE dans l'environnement canadien résulte de l'intoxication secondaire de la faune après consommation de proies présentant des concentrations élevées de congénères de PBDE que l'on retrouve dans le PeBDE et l'OBDE. Les concentrations élevées de constituants du PeBDE des sédiments peuvent présenter un risque pour les organismes benthiques. L'hexaBDE est un constituant du PeBDE et de l'OBDE et pourrait résulter de la transformation des congénères heptaBDE, nonaBDE ou décaBDE. Par conséquent, le risque lié à ces constituants du PeBDE pourrait découler de l'utilisation d'OBDE ou de la débromation de PBDE fortement bromés, ainsi que de l'utilisation du PeBDE. L'analyse des risques pour les organismes édaphiques donne des quotients de risque inférieurs à 1 pour le PeBDE, l'OBDE et le DBDE, mais l'absence de données caractérisant les concentrations de PBDE dans le sol et les boues résiduaires épandues sur les sols souligne la nécessité de faire des recherches plus approfondies. À cause de leur très faible solubilité dans l'eau, le PeBDE, l'OBDE et le DBDE devraient présenter un faible risque de toxicité directe pour les organismes pélagiques. Dans la colonne d'eau, le risque associé aux constituants du PeBDE et de l'OBDE (congénères tétra, penta et hexaBDE) pourrait découler d'une bioaccumulation et d'une toxicité pour les consommateurs secondaires.

On manque de données pour caractériser la toxicité des PBDE chez les espèces fauniques. De récentes études sur des rongeurs indiquent que l'exposition à ces substances peut donner lieu à des troubles comportementaux, à un dysfonctionnement hormonal thyroïdien et à des effets sur le foie (par exemple, Eriksson et al., 2002; Zhou et al., 2001 et 2002; Great Lakes Chemical Corporation, 1984). Pour le moment, le lien entre ces études et les effets potentiels attribuables à l'accumulation de ces substances dans les populations d'espèces fauniques n'est pas clair.

Des données diverses montrent que tous les congénères de PBDE ayant fait l'objet de la présente évaluation sont fortement persistants et que chacun d'entre eux satisfait aux critères de la persistance énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE.

Bien qu'il y ait des incertitudes concernant les produits de transformation possibles du décaBDE, il existe suffisamment de preuves pour déterminer que cette substance subit vraisemblablement un certain niveau de photodécomposition dans l'environnement et que ce processus donne lieu à la formation de PBDE moins bromés. Ces derniers sont susceptibles d'être davantage bioaccumulatifs que le composé d'origine. De plus, ils risquent d'être persistants et d'avoir des effets directement toxiques sur les organismes. On ne possède que des données limitées en qui concerne les taux relatifs de formation des BDE moins bromés et les taux de décomposition ultérieure de ces substances dans l'environnement. En outre, les résultats de certaines études permettent de croire que la décomposition donne lieu à la formation d'autres substances qui n'ont pas encore été identifiées ainsi que des dibenzofurannes polybromés (PBDF). On prévoit que dans l'environnement, le décaBDE est principalement piégé dans les sédiments ou le sol, ce qui pourrait limiter les concentrations de décaBDE pouvant subir une photodécomposition. Toutefois, une partie des quantités piégées pourraient être transformée par suite d'une biodégradation anaérobie ou d'une réaction avec des réducteurs, par exemple. De façon générale, il est très difficile de déterminer dans quelle mesure la décomposition du décaBDE dans l'environnement est susceptible de favoriser l'accumulation éventuelle des BDE moins bromés et d'autres substances. On peut néanmoins penser que divers processus de transformation sont susceptibles de contribuer à la formation d'une certaine quantité du moins de PBDE et de PBDF moins bromés. Dans le futur, une surveillance aiderait à déterminer si et dans quelle mesure la transformation du décaBDE augmente dans son ensemble le risque que présentent les DE moins bromés comme les -tétra- à hexaBDE.

Le DBDE est devenu le PBDE commercial le plus utilisé en Amérique du Nord et dans le monde. En Amérique du Nord et en Europe, ses concentrations dans les boues résiduaires et les sédiments sont souvent supérieures à celles des autres PBDE. Les concentrations de DBDE dépassent maintenant le mg/kg ps dans les boues résiduaires en Amérique du Nord. Une forte accumulation de DBDE dans l'environnement et des observations indiquant sa débromation ont amené les chercheurs à signaler qu'une décomposition même faible et à très long terme en des diphényléthers moins bromés au cours de périodes s'étendant sur plusieurs décennies pourrait avoir de graves conséquences écologiques graves. Bref, même si les concentrations d'homologues trouvés dans les DBDE utilisés dans le commerce, qui sont présentement décelées dans l'environnement, ne paraissent pas dépasser des seuils d'effets connus, la persistance dans l'ensemble de ces substances et leur transformation potentielle en formes bioaccumulables, ainsi que les tendances commerciales et environnementales observées, soulèvent des préoccupations sur le plan de l'environnement.

Des mesures montrent que les tétra, penta et hexaBDE sont fortement bioaccumulables et satisfont aux critères de la bioaccumulation du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE. Les concentrations de PBDE dans des oeufs de goéland argenté prélevés dans des sites d'échantillonnage des lacs Ontario, Huron et Michigan ont augmenté de façon exponentielle entre 1981 et 2000. Les concentrations de PBDE (surtout des congénères tétra et pentaBDE) ont aussi augmenté de façon exponentielle pendant la même période chez des phoques annelés mâles de l'Arctique.

Tous les PBDE peuvent, sous l'effet de la pyrolyse ou de très hautes températures, se transformer en dibenzo-p-dioxines et de dibenzofurannes bromés (Union européenne, 2000, 2002, 2003). Ces produits de transformation sont considérés comme des analogues bromés des dibenzo-p-dioxines et des dibenzofurannes polychlorés de la voie 1 de la Politique de gestion des substances toxiques (PGST).

Les PBDE ayant fait l'objet de la présente évaluation ont des pressions de vapeur faibles, des constantes de la loi d'Henry peu élevées (voir le tableau 2) et ne devraient pas se répartir de façon appréciable dans l'atmosphère. Il est donc jugé qu'ils présentent un risque négligeable pour les processus atmosphériques, comme le réchauffement planétaire, l'appauvrissement de l'ozone stratosphérique et la formation d'ozone troposphérique. Pour toutes ces raisons, on considère que ces substances présentent un risque négligeable relativement à des processus atmosphériques tels que le réchauffement planétaire, l'appauvrissement de la couche d'ozone stratosphérique et la formation d'ozone troposphérique. Il demeure néanmoins qu'elles restent dans l'atmosphère adsorbées à des particules en suspension dans l'air et qu'elles sont susceptibles d'être transportées à distance.

Conclusion relative à l'environnement

Il est donc conclu que le tétraBDE, le pentaBDE, l'hexaBDE, l'heptaBDE, l'octaBDE, le nonaBDE et le décaBDE, que l'on retrouve dans les formes commerciales du PeBDE, de l'OBDE et du DBDE, pénètrent dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique et qu'ils sont donc conformes à la définition de « substance toxique » de l'alinéa 64a) de la LCPE. Après examen des possibilités d'apport aux processus atmosphériques, il est conclu que les PBDE ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie, et ainsi ne satisfait pas la définition de « toxique » en vertu de l'alinéa 64(b) de la LCPE.

Les données disponibles sur la persistance et la bioaccumulation du tétraBDE, du pentaBDE et de l'hexaBDE indiquent que ces substances satisfont aux critères énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE. Leur présence dans l'environnement résulte avant tout d'activités anthropiques. Ce ne sont pas des radionucléides naturels ni des substances naturelles inorganiques.

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Le rapport d'évaluation de Santé Canada

Le rapport d'évaluation de Santé Canada sur le PBDE est disponible sur demande à l'adresse courriel suivante : hc.publications-publications.sc@canada.ca.

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