Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999)

Recommandations fédérales pour la qualité de l'environnement
Tétrabromobisphénol A (TBBPA)

Environnement et Changement climatique Canada
Mai 2016

(Format PDF - 168 Ko)

Table des matières

Introduction

Les Recommandations canadiennes pour la qualité de l'environnement (RFQE) établissent des points de référence relatifs à la qualité de l'environnement. Ces RFQE sont établies uniquement en fonction des effets ou des risques toxicologiques des substances ou des groupes de substances. En effet, elles ont trois fonctions. En premier lieu, les RFQE peuvent servir d'outil de prévention de la pollution en fournissant des objectifs acceptables pour la qualité de l'environnement. En deuxième lieu, elles peuvent aider à évaluer l'importance des concentrations des substances chimiques retrouvées actuellement dans l'environnement (surveillance des eaux, des sédiments et des tissus biologiques). Et en troisième lieu, elles peuvent servir de mesures de rendement des activités de gestion des risques. Le recours aux RFQE est volontaire, à moins que celles-ci ne soient prévues par un permis ou d'autres outils de réglementation. Par conséquent, ces RFQE, qui s'appliquent à l'environnement ambiant, ne constituent pas des limites d'effluents ou des valeurs « à ne jamais dépasser », mais elles peuvent être utilisées dans le calcul de ces limites. L'élaboration des RFQE relève de la responsabilité du ministre fédéral de l'Environnement et Changement climatique, conformément à la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE] (Canada, 1999). L'objectif est d'élaborer des RFQE pour appuyer l'évaluation et la gestion des risques des produits chimiques d'intérêt prioritaire recensés dans le Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) ou d'autres initiatives fédérales. La présente fiche d'information décrit les Recommandations fédérales pour la qualité des eaux, des sédiments et de l’alimentation des mammifères sauvages afin de protéger la vie aquatique et des mammifères qui en consomment des effets nocifs du TBBPA (tableau 1). Cette fiche d'information a été largement basée sur le rapport d'évaluation préalable publié dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques du Canada. Elle se fonde notamment sur des données et des renseignements relevés jusqu'à février 2013 (Gouvernement du Canada, 2013).

Tableau 1. Recommandations fédérales pour la qualité de l'environnement pour le TBBPA
Eau
(µg/L)
SédimentsNote de bas de page Tableau 1*
(mg/kg en poids sec)
Régime alimentaire des mammifères et de la faune
(mg/kg en poids humide de nourriture)Note de bas de page Tableau 1**
3,10,620

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Identité de la substance

Le tétrabromobisphénol A (TBBPA – no CAS : 79-94-7) est un ignifugeant bromé produit par la bromation du bisphénol A (Organisation mondiale de la Santé, 1995) et il est considéré comme un substitut potentiel de l'octabromodiphényléther commercial (octaBDE), qui est aussi un ignifugeant bromé dont la production a été arrêtée progressivement à l'échelle mondiale (DEFRA, 2002). Sur la base du rapport d'évaluation préalable (REP) (Gouvernement du Canada, 2013), il est conclu que le TBBPA pénètre ou peut pénétrer dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique. Le TBBPA répond aux critères de persistance, mais pas à ceux du potentiel de bioaccumulation prévus dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Gouvernement du Canada, 2000). Dans des conditions anaérobies, le TBBPA a montré une dégradation le réduisant forme de bisphénol A (BPA) qui a été défini comme répondant aux critères établis à l'article 64 de la LCPE (Gouvernement du Canada, 2008). Des RFQE pour le bisphénol A ont également été élaborées (Environnement Canada, 2014).

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Utilisations

Aucune quantité de TBBPA n'a été fabriquée au Canada en 2000; cependant, des quantités variant de 100 000 à 1 000 000 kg ont été importées dans le pays au cours de la même année, avec toutes les utilisations déclarées du produit en tant qu'ignifugeant (Environnement Canada, 2001). Des estimations récentes indiquent que les importations de TBBPA au Canada demeurent relativement les mêmes (GG, 2013). Le TBBPA est principalement utilisé comme ignifugeant dans les résines époxyde et de polycarbonate ignifuges et, dans une moindre mesure, dans les résines de polystyrène-butadiène-acrylonitrile (ABS) et les résines phénoliques (Gouvernement du Canada, 2013). Les résines époxydes ignifuges qui contiennent du TBBPA sont largement utilisées dans les cartes de circuits imprimés avec stratifiés d'époxyde rigides. Parmi les autres utilisations, notons les panneaux de construction renforcés à fibres de verre, les boîtiers de moteur et les plaques à bornes (Environmental Protection Agency du Danemark, 1999). Les résines de polycarbonate ignifuges contenant du TBBPA sont notamment utilisées dans des appareils de communication, du matériel électronique, des appareils électroménagers, des appareils de transport, des articles de sport et de loisirs, des appareils d'éclairage et des enseignes (OMS, 1995). Le TBBPA peut également être intégré à du polyester non saturé employé dans des carreaux de sol simulant le marbre, des boules de quilles, des éléments de meubles, des raccords de conduites d'égout, des pâtes de colmatage pour automobiles, des boutons et des boîtiers d'appareils électriques (Gustafsson et Wallen, 1988).

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Devenir, comportement et répartition dans l'environnement

Le TBBPA est faiblement acide et peut exister sous forme non ionisée (neutre) ou dissociée (ionisée). La forme prédominante du TBBPA dans un système aquatique est une fonction de pH, avec un pKa presque neutre (Gouvernement du Canada, 2008) et à un pH neutre, environ 50 % du TBBPA sera sous forme non dissociée. À un pH plus faible (p. ex. inférieur(e) à 5,5), les formes non ionisées prédomineront. Le TBBPA a une hydrosolubilité faible à modérée (0,063 à 4,16 mg/L) qui est une fonction de la température et du pH, ainsi qu'une faible pression de vapeur inférieur(e) à 1,19 x 10­5 pascals à 20 oC), et un coefficient de partage octanol-air (KOA) moyennement élevé (4,5 à 5,9) (Gouvernement du Canada, 2013). Par conséquent, si l'eau était le milieu récepteur, le TBBPA devrait surtout se répartir dans les sédiments (96,4 %) et les 2,84 % restants devraient rester dans l'eau (Gouvernement du Canada, 2013).

Des études sur le terrain et en laboratoire indiquent que le TBBPA se dégrade lentement dans l'environnement, et la minéralisation complète de la substance n'a pas encore été démontrée (Gouvernement du Canada, 2013) Dans des sédiments d'eau douce, le TBBPA a montré une dégradation dans des conditions anaérobies le réduisant en bisphenol A (BPA) (Ronen et Abeliovich, 2000). La biodégradation peut également se produire durant le traitement anaérobie de boues d'égout; cependant, on ne dispose pas de données empiriques pour quantifier les taux de dégradation. Dans les sédiments marins, on a constaté que le TBBPA subissait une déshalogénation complète pour former du bisphénol A (Gouvernement du Canada, 2013).

Le TBBPA, appliqué à du sol de limon et à du sable, est fortement adsorbé à des particules dans ces deux milieux; toutefois, sa redistribution importante peut se produire à une profondeur de 15 cm (Larsen et al., 2001). Ce phénomène laisse entendre que le TBBPA présent dans les biosolides appliqués resterait à la surface, réduisant ainsi le risque contamination de l'eau souterraine (Gouvernement du Canada, 2013).

La bioaccumulation et la bioconcentration du TBBPA ont été démontrées chez plusieurs espèces de poissons et d'invertébrés aquatiques (Gouvernement du Canada, 2013). Selon le contenu organique dans les sédiments, les facteurs de bioconcentration de 240 à 3 200 ont été déclarés pour le moucheron d'eau douce, Chironomus tentans (Gouvernement du Canada, 2013), ce qui indique que même si le TBBPA ne répond pas aux critères de bioaccumulation établis par la LCPE (1999), il peut s'accumuler dans le tissu du biote. Des concentrations allant jusqu'à 376 µg/kg en poids humide ont été mesurées dans des organismes à des niveaux trophiques plus élevés, comme chez des mammifères marins (de Boer et al., 2002).

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Concentrations ambiantes

Les données caractérisant les concentrations de TBBPA dans l'environnement canadien sont limitées, n'indiquant aucune détection de la substance dans l'eau de surface (Gouvernement du Canada, 2013). Les concentrations de TBBPA mesurées dans les sédiments benthiques provenant de huit emplacements du lac Ontario variaient de concentrations non détectées (DL 0,002 µg/kg en poids sec) à 0,063 µg/kg en poids sec (Quade, 2003). Parmi les échantillons de boue prélevés à partir de 35 usines de traitement des eaux usées dans sept provinces entre 1994 et 2001, le TBBPA était présent 34 d'entre eux à des concentrations variant de 2,9 à 46,2 µg/kg en poids sec (Lee et Peart, 2002). Sur la base de la plus forte concentration dans des boues brutes issues d'une usine de traitement à Toronto, on a émis l'hypothèse selon laquelle les effluents industriels provenant de la production de textiles, de meubles, de jouets et de cartes à circuit imprimé pourraient être des sources primaires de TBBPA (Lee et Peart, 2002). Quade (2003) a également mesuré des concentrations de TBBPA dans des boues d'épuration recueillies dans cinq usines de traitement dans le sud de l'Ontario, variant de 9,04 à 43,1 µg/kg en poids sec. Chez des touladis prélevés dans le lac Ontario, des concentrations de dérivés du TBBPA variaient de 0,2 à 1,7 µg/kg en poids sec (Ismail et al., 2006). Bien que les niveaux même de TBBPA soient sous la limite de détection dans la faune sauvage canadienne (ours polaires et tortues serpentines) (Chu et Letcher 2013), des dérivés de TBBPA (substances qui sont elles-mêmes dérivées de TBBPA) ont été détectés à des niveaux très faibles dans les œufs de hareng mouette ( 0,08 au 0,56 pg / kg ww ) des Grands Lacs ( Letcher et Chu 2010).

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Mode d'action

Le mode d'action toxique du TBBPA n'a pas été déterminé, cependant, la forme neutre (non dissociée) devrait agir comme une substance narcotique toxique ou une substance toxique de référence, nuisant à l'intégrité et à la fonction de la membrane en raison de sa présence et de sa concentration dans la membrane (Environnement Canada, 2014). Du fait que les formes ionisées du TBBPA ont une plus faible biodisponibilité, elles sont susceptibles d'être moins toxiques. Escher et Sigg (2004) ont émis l'hypothèse selon laquelle le TBBPA peut agir comme un découpleur au cours d'une réaction de phosphorylation oxydative, ce qui en fait, par conséquent, un perturbateur potentiel de la chaîne de transfert d'électrons qui fait partie intégrante de la production d'énergie dans les cellules.

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Détermination des Recommandations fédérales pour la qualité de l'environnement

Recommandation fédérale pour la qualité des eaux

Il est préférable d'élaborer les Recommandations fédérales pour la qualité des eaux (RFQEx) à l'aide des protocoles du Conseil canadien des ministres de l'environnement (CCME, 2007). Dans le cas du TBBPA, il était nécessaire d'établir une concentration estimée sans effet (CESE) pour l'évaluation écologique préalable et la RFQEx, même si l'on ne disposait pas de suffisamment de données sur la toxicité chronique pour satisfaire aux exigences de données minimales des recommandations de types A ou types B du CCMENote de bas de page 1. Les RFQEx élaborées dans le présent document définissent des points de référence pour les écosystèmes aquatiques, dont l'objectif est de protéger toutes les formes de vie aquatique durant des périodes d'exposition indéfinies. La RFQEx s'applique à l'eau douce et à l'eau de mer, car on ne peut démontrer que la toxicité diffère significativement entre ces deux milieux (p. ex. en raison de l'ionisation).

Une étude du gouvernement du Canada (2013) a évalué la toxicité pour les organismes aquatiques du TBBPA (Tableau 2) et, d'après les données de toxicité eneau douce, c'est la valeur de la concentration minimale avec effet observé (CMEO) de 35 jours de 310 µg/L pour le tête-de-boule (Pimephales promelas) qui a été sélectionnée afin de dériver la concentration estimée sans effet. En utilisant cette valeur comme valeur critique de toxicité (VCT) et en appliquant un facteur d'application (FA) de 100 (pour tenir compte de la variabilité interspécifique et intraspécifique en matière de sensibilité et de l'extrapolation des conditions de laboratoire à celles sur le terrain), la concentration estimée sans effet (CESE) de 3,1 µg/L a été établie (Gouvernement du Canada, 2013). Cette concentration estimée sans effet a été adoptée comme RFQEx pour le TBBPA (figure 1).

Tableau 2. Toxicité aquatique chronique pour le TBBPA (Source: Gouvernement du Canada 2013)
EspècesGroupeEndpointConcentration
(μg/L)
Référence
Poisson zèbre
Danio rerio
PoissonCMEO après 47 jours
(développement)
13Kuiper et al. (2007)
Huître de l'est
(Crassostrea virginica)
InvertébréCMEO après 4 jours
(déposition de coquille)
18Great Lakes Chemical Corporation (1989a)
Moule
(Mytilus edulis)
InvertébréCMEO après 70 jours
(croissance)
32ACCBFRIP (2005a,b)
Moucheron
(Chironomus tentans)
InvertébréCMEO après 14 jours
(croissance)
70Great Lakes Chemical Corporation (1989b)
Algue marines
Skeletonema costatum
VégétauxCE50 après 3 jours de concentration moyenne efficace
(croissance)
90Walsh et al. (1987)
Copépode
(Acartia tonsa)
InvertébréCE50 après 5 jours
(développement)
125Wollenberger et al. (2005)
Algues marines
(Thalassiosira pseudonana)
VégétauxCE50 après 3 jours
(croissance)
130Walsh et al. (1987)
tête-de-boule
(Pimephales promelas)
PoissonCMEO après 35 jours
(survie)
310Great Lakes Chemical Corporation (1989c)
Cladocère
(Daphnia magna)
InvertébréCMEO après 21 jours
(reproduction)
980Great Lakes Chemical Corporation (1989d)

Cette RFQEx (3,1 µg/L) représente la concentration au-dessous de laquelle la probabilité d'effets nocifs sur la vie aquatique est faible ou nulle. Outre cette recommandation, deux autres gammes de concentration, qui, ont été fournies (figure 1). À des concentrations supérieures à la RFQEx de 3,1 µg/L et à la valeur critique de toxicité de 310 µg/L, il y a un risque modéré d'effets nocifs pour la vie aquatique. Les concentrations supérieures à 310 µg/L présentent un risque plus élevé de causer des effets nocifs pour la vie aquatique.

Figure 1 : Probabilité relative d'effets nocifs de TBBPA à la vie aquatique. La RFQEx (3.1 μg/L) et la VCT (310 μg/L) sont représentées par des flèches

Figure 1 (Voir la longue description plus bas)

Longue description pour la figure 1

Graphique à barres horizontales des effets nocifs de TBBPA (Tétrabromobisphénol A) pour la vie aquatique. On pense que la probabilité d'effets néfastes des concentrations de TBBPA inférieures ou égales à 3,1 μg/L est faible. La probabilité d'effets néfastes des concentrations situées entre 3,1 et 310 μg/L est moyenne, tandis que celle des concentrations supérieures à 310 μg/L est plus élevée.

Recommandations fédérales sur la qualité des sédiments

Les Recommandations fédérales sur la qualité des sédiments (RFQS) visent à protéger les biotes demeurant dans les sédiments ainsi que les animaux pélagiques qui bioaccumulent le TBBPA dans les sédiments (tableau 1). La RFQS se rapporte à des périodes d'exposition indéfinies à des sédiments en eau douce ou en milieu marin, et elle précise la concentration de TBBPA se trouvant dans la masse des sédiments (en poids sec), qui ne devrait pas entraîner d'effets nocifs. Cette RFQS n'est peut-être pas appropriée pour évaluer l'incidence du TBBPA sur les plantes aquatiques qui poussent dans les sédiments puisqu'il n'y a pas de données de toxicité publiées pour ces organismes.

Les données sur la toxicité du TBBPA dans les sédiments sont limitées (figure 2). Les concentrations minimales avec effet observé  de 28 jours pour l'oligochète d'eau douce (Lumbriculus variegates) en lien avec la survie et la reproduction réduites, puis la croissance réduite, étaient de 151 et 426 mg/kg de poids sec dans des sédiments contenant 2,5% et 5,9%, de carbone organique (CO) respectivement (ACCBFRIP, 2002c, d). Une étude de 28 jours pour le moucheron (Chironomus riparius) a rapporté une CMEO de 250 mg/kg de poids sec, sur la base du taux d'émergence, de la vitesse et du temps de développement (ACCBFRIP 2005). A l'instar du rapport d'évaluation préalable (GC 2013), la valeur de la CMEO de 28 jours pour L. variegatus de 151 mg / kg de poids sec pour 2,5% CO a été choisie comme VCT, mais la valeur de la VCT a été normalisée à 1% de u CO dans les sédiments (60 mg / kg de poids sec) et un coefficient de 100 a été appliqué pour tenir compte de l'extrapolation du laboratoire aux conditions de terrain et des variations inter-et intra-espèces. La valeur résultante de 0,6 mg/kg de poids sec est la RFQS (Figure 2).

Figure 2 : Probabilité relative d'effets nocifs du TBBPA aux organismes benthiques des sédiments aquatiques. Les  RFQS (0.6 mg/kg dw) et CTV (60 mg/kg dw) sont représentées par des flèches

Figure 2 (Voir la longue description plus bas)

Longue description pour la figure 2

Graphique à barres horizontales des effets nocifs TBBPA dans les sédiments aquatiques sur les organismes benthiques. On pense que la probabilité d'effets néfastes des concentrations de TBBPA inférieures ou égales à 0,6 mg/kg poids sec est faible. La probabilité d'effets néfastes des concentrations situées entre 0,6 et 60 mg/kg poids sec est moyenne, tandis que celle des concentrations supérieures à 60 mg/kg poids sec est plus élevée.

Outre la valeur RFQS, trois étendues de concentrations ont été identifiées pour représenter les niveaux minimal, moyen et supérieur pour les risques accrus d'effets nocifs pour la vie aquatique(figure 2). À des concentrations égales ou inférieures à la RFQS (0,6 mg/kg ps), il est peu probable d'observer des effets nocifs sur la vie aquatique). À des concentrations supérieures aux RFQS  et à une VCT de 60 mg/kg ps, il existe un risque modéré d'effets nocifs sur la vie aquatique. À des concentrations supérieures à 60 mg/kg ps il y a un risque plus élevé de causer des effets nocifs pour la vie aquatique. Comme pour l'eau, les gestionnaires de risques peuvent trouver utiles ces niveaux de concentration additionnels lors de la planification de la gestion des risques. De plus, les concentrations modérées à supérieures peuvent également servir à fixer des objectifs provisoires visant une moindre protection pour les eaux  qui sont déjà fortement dégradées ou lorsqu'il y a des considérations d'ordre socioéconomique qui empêchent la possibilité de respecter les RFQS.

Recommandations fédérales sur le régime alimentaire de la faune

Les Recommandations fédérales sur le régime alimentaire de la faune (RFRAF) ont pour objectif de protéger les consommateurs mammifères non humains de biote aquatique. Il s'agit de concentrations repères de substances toxiques dans le biote aquatique (corps entier, poids humide) consommées par la faune terrestre et semi-aquatique. Par ailleurs, les RFRAF pour les mammifères pourraient ne pas être appropriées pour extrapoler les répercussions du TBBPA sur d'autres consommateurs terrestres (p. ex. oiseaux ou reptiles). Aucun reptile ou oiseau n'a été évalué.

La RFRAF est basée sur la concentration estimée sans effet (CESE) liée aux organismes terrestres pour le TBBPA, telle qu'elle est établie par le gouvernement du Canada (2013). On n'a relevé aucune étude toxicologique sur les espèces fauniques mammifères pour le TBBPA. La concentration estimée sans effet était basée sur des preuves histologiques de la toxicité hépatique chez des progénitures femelles de souris de laboratoire qui n'avaient été exposées à la substance que par transfert maternel. La plus faible dose sans effet nocif observé de 15,7 mg/kg p.c. par jour et la plus faible concentration minimale avec effet nocif observé de 140,5 mg/kg p.c. par jour ont donné une concentration maximale admissible tolérable (moyenne géométrique) de 46,97 mg/kg p.c. par jour (Tada et al., 2006). En utilisant cette valeur comme la dose journalière admissible dans le protocole du Conseil canadien des ministres de l'environnement (1998), un facteur de sécurité de 10 (Gouvernement du Canada, 2013) (étant également le facteur de sécurité minimum autorisé) ajusté pour l'apport alimentaire le plus important : poids corporel (0,24 pour le vison d'Amérique) produit la plus faible concentration alimentaire acceptable, soit 20 mg/kg de ration alimentaire (poids humide).

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Références

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Larsen, G., Casey, F., Bergman, Å., Hakk, H. 2001. Mobility, sorption and fate of tetrabromobisphenol A (TBBPA) in loam soil and sand. In: Résumés du 2nd International Workshop on Brominated Flame Retardants. Atelier tenu du 14 au 16 mai 2001, à Stockholm, Suède. Stockholm. p. 213-216.

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Liste des acronymes et des abréviations

BPA
Bisphénol A
CAS
Chemical Abstracts Service
CCME
Conseil canadien des ministres de l'environnement
CESE
Concentration estimée sans effet
CExx
Concentration de XX % entraînant un effet
CMAT
Concentration maximale admissible tolérable, égale à la moyenne géométrique de la dose sans effet nocif observé (DSENO) et de la dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) pour une espèce soumise à un essai
CMEO
Concentration minimale avec effet observé
DJA
Dose journalière admissible
DMENO
Dose minimale avec effet nocif observé
DSENO
Dose sans effet nocif observé
EC
Environnement Canada
EC50
de concentration moyenne efficace ; la concentration dans le milieu d'essai que l'on estime avoir un effet toxique fixée à 50% des organismes d'essai
FA
Facteur d'application
FBC
Facteur de bioconcentration
GC
Gouvernement du Canada
KOA
Coefficient de partage octanol-air
KOE
Coefficient de partage octanol-eau
PGPC
Plan de gestion des produits chimiques
ph
poids humide
ps
poids sec
REP
Rapport d'évaluation préalable
RFQE
Recommandations fédérales pour la qualité de l'environnement
RFQEx
Recommandations fédérales pour la qualité des eaux
RFQS
Recommandations fédérales sur la qualité des sédiments
RFRAF
Recommandations fédérales sur le régime alimentaire de la faune
TBBPA
Tétrabromobisphénol A
VCT
Valeur critique de toxicité

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