Rapport d’évaluation écologique préalable sur le sulfonate de perfluorooctane, ses sels et ses précurseurs :chapitre 4


4. Études toxicologiques clés

On a étudié la toxicité du SPFO chez une variété d'espèces aquatiques et terrestres, notamment des végétaux, des invertébrés et des vertébrés aquatiques, ainsi que chez des invertébrés, des oiseaux et des mammifères terrestres. Les effets chez les mammifères de laboratoire sont notamment des effets histopathologiques, une incidence accrue des tumeurs, des adénomes hépatocellulaires, des hypertrophies hépatocellulaires, des augmentations du poids du foie, des reins, du cerveau et des testicules, des réductions du poids corporel, des changements dans le cycle de l'œstrus et dans les concentrations des neurotransmetteurs, ainsi que des diminutions des concentrations de cholestérol sérique, de bilirubine et de triiodothynine. Les études de reproduction chez des mammifères ont mis en évidence les effets suivants : une diminution du poids corporel des mères, de la période de gestation, de la période de mise bas et de la taille des portées de nouveau-nés vivants, le transfert du SPFO aux fœtus et aux nouveau-nés par le placenta et par consommation de lait maternel, ainsi qu'une diminution du taux de survie, du gain pondéral et du développement des fonctions de lactation chez la progéniture des femelles exposées. Ces effets sont expliqués plus en détail dans l'étude de Santé Canada (2004). Des études antérieures ont montré que les composés perfluorés sont des proliférateurs de peroxisomes (Berthiaume et Wallace, 2002) et des promoteurs de tumeurs, et qu'ils peuvent inhiber les communications intercellulaires à jonction lacunaire aux concentrations observées dans l'environnement (Hu et al., 2002).

Les paragraphes qui suivent présentent un résumé des principales études qui ont servi à déterminer la valeur critique de la toxicité (VCT) du SPFO. L'étude des dangers du SPFO de l'OCDE présente un examen plus complet des effets sur les poissons, les invertébrés, les plantes aquatiques (algues et plantes de l'échelon supérieur), les amphibiens et les microorganismes (OCDE, 2002a). On y présente aussi un résumé des études additionnelles de Boudreau et al. (2003a, b) et de Sanderson et al. (2002), qui n'étaient pas disponibles pour cette dernière.

Milieu aquatique

Une étude de bioconcentration à renouvellement continu, avec le sel de potassium du SPFO, n'a mis en évidence aucune mortalité significative chez le crapet arlequin (Lepomis macrochirus) à une concentration d'exposition de 0,086 mg.L-1 au cours d'une période d'absorption de 62 jours. Toutefois, on a observé une mortalité significative après une période d'exposition de 35 jours à 0,87 mg.L-1. On a mis fin à cette étude parce que tous les poissons étaient morts ou avaient fourni des prélèvements (EPA OPPT AR226-1030a042).

On a publié les résultats d'une évaluation en laboratoire de la toxicité du SPFO pour cinq organismes aquatiques : des algues (S. capricornutum et C. vulgaris), les lenticules mineures (L. gibba) et les cladocères (D. magna et D. pulicaria) (Boudreau et al., 2003a). On a déterminé la CSEO à partir des paramètres les plus sensibles pour tous les organismes. Le plus sensible des organismes de cette étude était D. magna, avec une CSEO de 0,8 mg.L-1 après 48 h d'immobilité; la CL50 correspondante était de 112 mg.L-1, et la CI50 de 48 h pour l'inhibition de la croissance, de 130 mg.L-1. Pour les effets létaux, la CSEO après 21 jours chez D. magna était de 5,3 mg.L-1. Dans le cas de S. capricornutum, L. gibba et C. vulgaris, on a calculé des CSEO (inhibition de la croissance autotrophe) de 5,3, 6,6 et 8,2 mg.L-1, respectivement.

Dans le cadre d'une étude aquatique en microcosme (Boudreau et al., 2003a), on a évalué sur place les risques toxicologiques associés au SPFO à travers plusieurs niveaux d'organisation biologique. La dose administrée a eu un effet marqué sur la communauté de zooplancton pour toutes les périodes d'échantillonnage. Cette étude de 35 jours a permis de déterminer une CSEO de 3,0 mg.L-1 pour l'ensemble de la communauté. Les groupes taxonomiques les plus sensibles, soit les cladocères et les copépodes, ont été pratiquement éliminés par une exposition à 30 mg.L-1 pendant sept jours, mais les taux de survie des espèces n'ont pas été quantifiés.

Une autre étude en microcosme, mais en laboratoire, portait sur les effets de l'exposition du zooplancton au SPFO; on a observé des effets nocifs à une valeur d'exposition de 10 mg.L-1 pendant 14 jours; cette dose a provoqué une réduction sensible, voire l'élimination, des populations de plusieurs espèces (Sanderson et al., 2002). Par rapport à des témoins, des expositions de 10 et de 30 mg.L-1 ont causé un taux de changement moyen de 70 % dans la diversité des espèces et dans la quantité totale de zooplancton. Selon cette étude, l'espèce la plus sensible était Cyclops diaptomus. Les concentrations produisant des effets statistiquement significatifs pour tous les paramètres d'abondance de toutes ces espèces étaient supérieures à 1 mg.L-1.

Une étude de toxicité chronique à renouvellement continu et à période d'exposition de 42 jours a permis de déterminer une CSEO de 0,3 mg.L-1 pour les embryons de tête-de-boule (Pimephales promelas) et les juvéniles. Cette valeur était la même pour la survie et la croissance (EPA OPPT AR226-0097). Selon des essais de toxicité aiguë chez les poissons d'eau douce, la plus faible valeur de CL50 de 96 h était de 4,7 mg.L-1 pour le tête-de-boule (P. promelas). Chez les poissons marins, on a rapporté une CL50 de 96 h de 13,7 mg.L-1 pour la truite arc-en-ciel (O. mykiss) (OCDE, 2002a). Lors d'un essai statique de toxicité aiguë (96 heures) chez l'anodonte (Unio complamatus), la CSEO (mortalité) était de 20 mg.L-1 et la CL50, de 59 mg.L-1 (EPA OPPT AR226-0091, AR226-1030a047). Pour cette étude, l'invertébré marin le plus sensible était le mysidacé Mysidopsis bahia. On a évalué les taux de survie, de croissance et de reproduction pour une période d'exposition de 35 jours. Les valeurs de CSEO déterminées pour la croissance et la reproduction étaient de 0,25 mg.L-1 (EPA OPPT AR226-0101). Selon un essai de toxicité aiguë, on a rapporté une CL50 de 96 h de 3,6 mg.L-1 pour la crevette mysidacée (OCDE, 2002a). Une autre étude, faisant appel à un essai statique à renouvellement continu (96 heures) sur l'amphibien Xenopus laevis, portant sur la tératogenèse chez les embryons d'organismes aquatiques (EPA OPPT AR226-1030a057). La concentration minimale qui inhibait la croissance était de 7,97 mg.L-1. La CL50 pour la mortalité était de 13,8 mg.L-1, la CE50 chez les embryons malformés, de 12,1 mg.L-1 et la CSEO pour la malformation des embryons, de 5,2 mg.L-1. Les indices de tératogénicité calculés étaient compris entre 0,9 et 1,1, ce qui signifie que le SPFO risque peu de nuire au développement de cette espèce.

On a mesuré, pour les premiers stades vitaux du tête-de-boule, l'une des plus faibles valeurs de CSEO (0,3 mg.L-1, classement Klimisch de 1) (OCDE, 2002a). Toutefois, une étude récente de Macdonald et al. (2004), malgré un classement de 2 sur l'échelle de Klimisch, a donné des valeurs inférieures de CSEO calculée. MacDonald et al. (2004) ont rapporté une CSEO de 10 jours de 0,0491 mg.L-1 pour la croissance et la survie du moucheron aquatique (Chironomus tentans). Cette étude a abouti à un classement Klimisch de 2 surtout pour les deux raisons suivantes : i) l'utilisation de périodes d'exposition de renouvellement statique de 48 h et ii) la mesure des concentrations à la fin de la période d'étude (plutôt qu'après chaque période de renouvellement de 48 h). Toutefois, on a obtenu une bonne concordance entre les concentrations nominales et mesurées pour l'étude de 10 jours. De plus, comme le SPFO n'est pas une substance volatile, les pertes dues à la volatilisation ont été jugées négligeables. Donc, les valeurs d'exposition de 10 jours comportent un niveau de confiance élevé, alors que celles de 60 jours sont sujettes à caution. Pour cette raison, on a choisi la CSEO de 10 jours de l'étude de MacDonald et al. (2004), qui a été jugée la plus appropriée comme VCT pour les organismes aquatiques.

Invertébrés terrestres

L'examen de l'OCDE (2002a) résume les données qui indiquent une toxicité modérée à élevée du SPFO chez les abeilles domestiques (Apis mellifera). Lors d'un essai de toxicité orale aiguë, la DL50 -72 h associée à l'ingestion de SPFO était de 0,40 µg/abeille et la CSEO -72 h, de 0,21 µg/abeille. Selon un essai de contact, la DL50 était de 4,78 µg/abeille et la CSEO - 96 h, de 1,93 µg/abeille.

On a publié les résultats d'une étude de toxicité aiguë chez le ver de terre dans un substrat de sol artificiel (EPA OPPT AR226-1106). Avec le sel de potassium du SPFO, la CL50 de 14 jours était de 373 mg.kg-1 de poids corporel (p. c.), avec un intervalle de confiance à 95 % de 316 à 440 mg.kg-1 de p. c. La concentration sans effet observé (CSEO) de 14 jours pour le comportement fouisseur, le poids corporel et les signes cliniques de toxicité était de 77 mg.kg-1 de p. c. et la CMEO de 14 jours pour les mêmes paramètres, de 141 mg.kg-1 de p. c.

Espèces fauniques

Oiseaux

Les études sur les effets du SPFO sur les oiseaux sont notamment des études de toxicité chronique sur le canard colvert (Anas platyrhynchos) et sur le colin de Virginie (Colinus virginianus) (EPA OPPT AR 226-1738 et AR226-1831), ainsi que des études de toxicité aiguë sur le canard colvert, le colin de Virginie et la caille du Japon (Coturnix coturnix japonica) (EPA OPPT AR226-0103 et 104, McNabb et al., 2005). Étant donné la persistance du SPFO, les effets de l'exposition chronique à cette substance sont particulièrement utiles pour cette évaluation, et ils sont présentés de façon détaillée dans l'annexe 3.

On a exposé des canards colverts et des colins de Virginie au SPFO dans l'alimentation pendant 21 semaines et on a examiné divers paramètres, notamment le changement de poids du corps et des organes et les taux de consommation des aliments et de fertilité chez les adultes, ainsi que les taux d'éclosion et de survie de leur progéniture. On a exposé des canards colverts à des concentrations alimentaires de SPFO de 0, 10, 50 et 150 ppm pendant 21 semaines (EPA OPPT AR 226-1735). À cause de signes évidents de toxicité, on a euthanasié au bout de 7 et 5 semaines les canards colverts adultes auxquels on avait administré des doses de 50 et de 150 ppm, respectivement. À 10 ppm, on notait une augmentation de l'incidence des cas de taille réduite des testicules et de diminution de la spermatogenèse chez les mâles adultes. À 10 ppm, on n'observait pas d'effets statistiquement significatifs en fonction de la dose sur le poids corporel, la consommation d'aliments ou le taux fertilité des adultes, ni sur la santé, le taux d'éclosion ou le taux de survie de leur progéniture, par rapport à des témoins. Les concentrations dans le sérum et le foie étaient de 87,3 µg.mL-1 et de 60,9 µg.g-1 de foie (p.h.), respectivement, pour le groupe exposés à 10 ppm de SPFO. La concentration sans effet pour les canards colverts femelles et leur progéniture était de 10 ppm de SPFO dans l'alimentation. La concentration dans le sérum et le foie des femelles adultes étaient alors de 76,9 µg.mL-1 de sérum (à 5 semaines), de 16,6 µg.mL-1 (à 21 semaines) et de 10,8 µg.g-1 de foie (p.h.), respectivement. La différence entre les concentrations de SPFO dans le sérum des femelles entre 5 et 21 semaines pourrait vraisemblablement refléter le transfert maternel du SPFO aux œufs ou aux petits. Les concentrations dans le foie et le sérum des mâles permettent de calculer des valeurs estimées sans effet observé (VESEO) pour le foie.

La réduction de la grosseur des testicules dépend habituellement d'une réduction de la circulation de la testostérone, qui est aussi responsable du développement et de l'entretien de l'ultrastructure testiculaire, de la différenciation des tubules séminifères, des conduits excurrents et de nombreuses caractéristiques sexuelles secondaires, notamment le comportement reproductif, la défense du territoire et les chants de parade nuptiale (Mineau et Shutt, 2005). Aucun de ces effets potentiels n'a été examiné au cours de l'étude AR226-1738. De plus, dans cette étude, les canards colverts mâles étaient logés en groupes avec plusieurs femelles, ce qui simplifiait grandement le processus de rencontre d'une femelle et de copulation, par rapport aux oiseaux dans des conditions sauvages. Pour cette raison, les effets de la production réduite de testostérone chez les oiseaux exposés pourraient être masqués par ce modèle expérimental. Bien qu'on ait observé une certaine régression testiculaire post-reproduction chez les oiseaux mâles, on ne peut déterminer avec certitude l'importance écologique de cet effet. À partir du sommaire de l'étude, il est difficile de vérifier combien de jours après la fin de la période de reproduction les oiseaux ont été sacrifiés, ce qui devrait avoir un effet sur le taux de régression testiculaire. Donc, les changements dans la grosseur des testicules et dans la régression testiculaire sont considérés comme des paramètres intéressants, malgré une certaine incertitude quant à leur impact sur la population d'oiseaux.

On a également exposé des colins de Virginie au SPFO à des concentrations alimentaires de 0, 10, 50 et 150 ppm pendant 21 semaines (EPA OPPT 226-1831). Comme pour les canards colverts, on a observé des signes évidents de toxicité à des doses de 50 et de 150 ppm, et ces essais ont pris fin après 7 et 5 semaines, respectivement. À un régime alimentaire de 10 ppm, on a observé des signes évidents de toxicité chez les adultes, et il y avait une augmentation statistiquement significative du poids du foie (femelles), une augmentation de l'incidence des cas de réduction de la grosseur des testicules (mâles), ainsi qu'une réduction statistiquement significative du taux de survie chez les poussins, exprimée en pourcentage d'un ensemble d'œufs (p < 0,05). Pour le groupe ayant reçu une dose de 10 ppm, l'augmentation du nombre des mâles adultes chez lesquels on observait une réduction de la grosseur des testicules n'était pas accompagnée de changements morphologiques au niveau de la spermatogenèse. De plus, on a noté des réductions légères, mais non statistiquement significatives liées à la dose pour ce qui est du taux de fertilité et d'éclosion. À 10 ppm dans le régime alimentaire, on n'observait pas d'effets liés au SPFO pour le poids corporel ou la consommation d'aliments chez les adultes. Compte tenu de ces effets, les effets sur la reproduction du SPFO chez le colin de Virginie était de 10 ppm SPFO dans l'alimentation, selon une étude d'exposition de 21 semaines. Pour les femelles adultes, les concentrations étaient de 84 µg.mL-1 de sérum après 5 semaines, de 8,7 µg.mL-1 de sérum après 21 semaines et de 4,9 µg.g-1 de foie (p.h.), et chez les mâles adultes, de 141 µg.mL-1 de sérum et de 88,5 µg.g-1 de foie. Comme dans le cas du canard colvert, la différence dans les concentrations de SPFO du sérum des femelles après 5 et 21 semaines pourrait vraisemblablement refléter le transfert du SPFO aux œufs par les mères.

Les effets de la dose de 10 ppm dans le régime alimentaire des oiseaux sont notamment la réduction de la grosseur des testicules et de la spermatogenèse chez le canard colvert et un plus faible taux de survie des nouveau-nés, une augmentation du poids du foie chez les femelles et une réduction de la grosseur des testicules chez les colins mâles. La VCT de 10 ppm était associée à des concentrations dans le sérum et dans le foie des mâles mallrds (à la fin de l'essai) de 87,3 µg.mL-1 et de 60,9 µg.g-1, respectivement. Les concentrations dans le sérum et dans le foie des colins mâles à la fin de l'essai étaient comparables.

McNabb et al. (2005) ont étudié les effets de toxicité aiguë du SPFO sur la fonction thyroïdienne chez le colin de Virginie et la caille du Japon. On a administré à des cailles adultes des doses orales de 5 mg.kg-1 de poids corporel et on a prélevé des échantillons au bout de 7 jours (colin de Virginie) ou au bout de 7 et de 14 jours (caille du Japon). Au bout de ces périodes d'échantillonnage. les hormones thyroïdiennes du plasma des deux espèces (T4 et T3) avaient diminué, ce qui est un signe d'hypothyroïdie au niveau de l'organisme. On a également noté une diminution des valeurs de poids corporel et une tendance à l'accroissement du poids relatif de la thyroïde, ce dernier effet semblant indiquer un certain type de réponse de l'axe hypothalamique- pituitaire - thyroïdien qui réduirait la circulation des hormones thyroïdiennes. Selon les auteurs, chez le colin de Virginie, la teneur en hormone thyroïdienne de la glande thyroïde était beaucoup moins touchée par l'administration de SPFO que prévu, d'après le degré de diminution de la circulation de l'hormone thyroïdienne observé. Chez la caille du Japon, on notait une diminution de la teneur en hormone thyroïdienne de la glande thyroïde après 7 jours d'exposition, mais on a observé un certain rétablissement après 14 jours d'exposition par rapport aux témoins, pour les mêmes durées.

Les résultats des essais de toxicité aiguë obtenus par des études d'administration de SPFO dans les aliments de canard colvert juvénile (Anas platyrhynchos) et de colin de Virginie (Colinus virginianus) sont disponibles (EPA OPPT AR 226-0103, AR 226-0953); ces études portaient sur la mortalité, la croissance, le comportement et la consommation d'aliments. Pour les canards colverts, la CL50 alimentaire de 8 jours était de 603 mg.kg-1 d'aliments. La concentration sans effet nocif observé (CSENO) pour la létalité était de 141 mg.kg-1 d'aliments. La CSENO pour des réductions du poids corporel et de la consommation d'aliments était de 35 mg.kg-1 d'aliments. Pour le colin de Virginie, la CL50 alimentaire de 8 jours était de 212 mg.kg-1 d'aliments. La CSENO pour la létalité était de 70,3 mg.kg-1 d'aliments.

Mammifères

À cause du manque d'études écotoxicologiques sur les espèces sauvages, on a utilisé pour la présente évaluation des études sur des mammifères de laboratoire tenant lieu d'espèces fauniques. Les principales études de toxicité chez les mammifères ont été décrites par Santé Canada (2004). On a sélectionné un ensemble de VCT pour les mammifères (foie) et les oiseaux (sérum et foie); voir les annexes 2 et 3. On a sélectionné une VCT pour les mammifères selon une étude alimentaire de deux ans chez des rats, au cours de laquelle on a observé des effets histopathologiques dans le foie des mâles et des femelles à des doses aussi faibles que 0,06 à 0,23 mg de SPFO/kg p. c./jour et 0,07 à 0,21 mg de SPFO/kg p. c./jour, respectivement (Covance Laboratories, Inc., 2002). On a calculé des valeurs moyennes de 40,8 mg/kg (foie) et de 13,9 mg.L-1 (sérum) chez les rats mâles et femelles, afin de déterminer les concentrations minimales avec effet observé (CMEO).

Une étude de deux générations sur des rats avec du SPFO administré par gavage oral constitue aussi un support additionnel à la concentration sans effet nocif observé (CSENO) dans le foie et le sérum. En effet, cette étude a permis d'établir que la CSEO correspondait à une dose de 0,1 mg.kg-1 p. c./jour, à laquelle les concentrations dans le foie et dans le sérum étaient de 14,4 mg.kg-1 et de 5,3 mg.L-1, respectivement (EPA OPPT AR226-0569). La concentration minimale avec effet observé (CMEO) à une dose de 0,4 mg.kg-1 p. c./jour était associée à une réduction de la masse corporelle des mères. À la CMEO, les concentrations dans le foie et dans le sérum étaient de 58 mg.kg-1 et de 19 mg.L-1, respectivement.

On a observé, chez des macaques de Buffon auxquels on avait administré du SPFO pendant 26 semaines à trois doses différentes, une atrophie thymique chez les femelles et une réduction des concentrations de lipoprotéines à haute densité, de cholestérol, de triiodothyronine et de bilirubine totale chez les mâles (Covance Laboratories, 2002a). La dose correspondant à la dose minimale avec effet observé (DMEO) était de 0,03 mg.kg-1 p. c./jour, à laquelle les concentrations médianes moyennes chez les femelles et les mâles dans le sérum et dans le foie étaient de 19,8 µg.g-1 et de 14,5 µg.mL-1, respectivement.

Mode d'action

On a observé une réduction de la masse corporelle ou de l'efficacité alimentaire dans la plupart des essais de toxicité et chez la plupart des espèces (Haughom et Spydevold, 1992; Campbell et al., 1993a, 1993b; EPA OPPT AR226-0137, AR226-0139, AR226-0144, AR226-0949, AR226 0953, AR226-0956, AR226-0957, AR226-0958, AR226-0967). Ces résultats sont compatibles avec le mécanisme de toxicité proposé, à savoir le découplement de la phosphorylation oxydative (EPA OPPT AR226-0167, AR226-0169, AR226-0240). On ne peut toutefois affirmer avec certitude que ce mode d'action explique la toxicité du SPFO, et d'autres mécanismes pourraient être envisagés. Ainsi, une étude sur des rats (Luebker et al., 2002) devait vérifier l'hypothèse selon laquelle le SPFO, le PFOA et d'autres composés chimiques perfluorés nuisent à l'affinité pour les acides gras et à la capacité de fixation de ces acides par les protéines du foie. De plus, les résultats de cette étude indiquent que le SPFO est l'agent compétiteur le plus puissant. Une autre étude, réalisée par Hoff et al. (2003) et qui portait sur la carpe (Cyprinus carpio), semble indiquer que le SPFO provoque une « fuite » d'enzymes indépendante de l'inflammation par les membranes des cellules hépatiques, un phénomène qui pourrait être associé à la nécrose de ces cellules. D'autres croient que le SPFO interfère avec l'homéostasie du métabolisme de l'ADN.

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